PFAS分子（有機フッ素化合物）人の健康と環境に対する重大な懸念
PFAS Molecules: A Major Concern for the Human Health and the Environment

図3　PFASの環境分布とヒトおよび生物相への曝露経路の模式図

PFAS物質の環境分布には、発生源からヒトや野生生物に代表される最終受容体までをつなぐ複数の拡散経路と暴露経路が存在する。工業的製造プロセス、工業的用途、およびリサイクル活動は、PFAS排出の主要な発生源である。

その他の間接的な発生源は、埋立や汚染された汚泥の農地への散布である。揮発、沈殿、浸出、流出プロセスは、大気、土壌、水、堆積物間のPFASの再分配を制御している。これらの経路は、水生生態系、陸上生態系、および人間が短期的および長期的にPFAS物質に暴露されることに寄与し、生物濃縮や汚染された食品を摂取することによる間接的な人間の暴露を通じて食物連鎖に入り込む可能性もある。

2.4.PFASの環境中における動態

PFASは、その物理化学的特性とその広範な使用により、地球上のほとんど全ての地域、様々な環境媒体、生物および人間集団において検出されてきた[70,76,77,78,79]。

PFASは、熱的、化学的または生物学的分解に対して非常に強いという特徴があり、それが環境中に残留し、生態系と人間の健康に深刻な懸念をもたらすことはよく認識されている[10]。

しかしながら、いくつかのポリフルオロPFASは、特定の環境条件下で部分的な分解を受けることがあり、その結果，PFAAsの場合のように、その前駆体よりもさらに大きな影響を持つ他のPFAS物質が形成されることがある[1]。

よく知られている例として、フルオロテトラアルコールの大気中酸化があり、これは対応するポリフルオロアルデヒトの生成をもたらし、さらにPFCAs物質へと変化する[80]。

また、PFOSとPFOAは不純物として存在し、工業的な発生源や消費者製品の廃棄から直接放出されることが知られているが[81,82]、長鎖PFAS分子[83,84]や8：2 FTOH[85,86]などの前駆体の生物／生体分解または生体変換過程から派生することも知られている。

さらに、PFASは両親媒性であり、生物の脂肪組織または血流内に生物濃縮することができる。一方、その高い移動性により、地下水への溶出、河川や海洋への流出、粉塵微粒子による風拡散、土壌への湿・乾固により環境中に遍在する[79,87,88,89,90]。

PFASの環境分布と動態の模式図を図3に示す。以下のセクションでは、ヒトおよび関連する環境コンパートメントを含むPFAS汚染の主なターゲットについて、より詳細に説明する。

2.4.1.大気中におけるPFASの発生状況

大多数のPFASは、一般的に低い蒸気圧、低いヘンリー定数、高い沸点のために蒸発する傾向が低いが、他の中性種、例えばペルフルオロオクタンスルホン酸塩（FOSAs）またはサルファミドエタノール（FOSEs）、ならびにフルオロテロマーアルコール（FTOHs）またはアクリレート（FTACs）は代わりに揮発性および半揮発性があり大気中へ移行することがある[91,92]（図3を参照）。

例えば、ドイツにおける脆弱な部分集団の暴露とリスクを特徴付けることを目的とした研究において、学校や住宅の空気サンプルの室内空気中に、非経口摂取暴露に寄与する様々なレベルのFTOHs、FTACs、Et/MeFOSA、Et/MeFOSEが検出された[93]。

同様に、大西洋と南大洋を横断する大気勾配におけるPFASの発生を評価することによって、12種類の中性PFASが、FTOHが明らかに優勢である2.8から68.8 pg/m3の範囲の総濃度で発見された[94]。

一貫して、南シナ海北部の大気中の測定では、FTOHs（最も豊富）、FTAs FOSAs、およびFASEsサブグループに属する4つの異なるタイプのPFAS分子が、平均合計濃度54.5 pg/m3で識別された[95]。

注目すべきは、揮発性の低いPFASであっても、有機物に対する高い収着能と親和性（高log Koc、高log Koa）を持ち、大気中の粒子状物質への吸着後に大気中への輸送を促進することがあることである。例えば、日本、中国、インドの3カ国の異なる場所で、0.1～10μmの大気中微粒子（PM10-PM0,1）に吸着したPFASの季節変化や地域変化を分析した研究がある。

ここでは、ナノサイズの超微粒子（すなわち、PM0,1）がPFCAsの質量分率に大きく寄与していることが判明し、PFOA，PFNA，PFDA物質が顕著に多く存在する一方で、PFOS質量分率が最も高かったのは、ノースカロライナでのより最近の調査[33]と一致する、大きなサイズの粒子と関連していた[96]。

重要なことは、同様のメカニズムが、炭素鎖長が短い（C<8）代替PFASの環境拡散に寄与している可能性があることである。このことは、最近の研究で、他の物質（すなわち、PFOS，PFOA，PFHxA）の中で、ヘキサフルオロプロピレンオキシドダイマー酸（HFPO-DA）が、アジアの都市で収集されたPMサンプルにおいて0.086未満から21.5 pg/m3までの濃度で検出されたことからも証明されている[97]。

同様に、Yuと同僚は、大気中の微粒子と気相を収集するために低温エアサンプラーを使用し、その後の非標的分析によるPFAS分子の同定のために使用した。ここでは、PFASの38クラスと117の同族体が同定され、多くのPFSA、いくつかの塩素化パーフルオロポリエーテルカルボン酸、12種類の水素置換パーフルオロアルキルカルボン酸（H-PFCAs）が大気中に広く存在することが明らかにされた。

著者らは、現在レガシーPFASの代替物質として使用されている新規の塩素化ポリエーテルPFAS物質は、生態系における環境影響を解明するための今後の調査が必要であると結論づけた[98]。

すでに述べたように、PFAS物質の大気拡散は、湿性／乾性沈着メカニズムが水生および陸生生態系へのPFASの流入のかなりの部分を占めるため、複数の環境媒体および受容体へのその後の輸送に重大な影響を及ぼす[42,99,100,101,102]。

これらのデータを総合すると、PFASの大気拡散は、これらの化合物が排出源から遠く離れた場所に住む人間および潜在的に他の生物学的受容体に拡散することができる関連経路であることを実証している。

2.4.2.水系におけるPFASの発生状況

炭素鎖長の短いイオン性PFAAなどの一部のPFASサブグループは水溶性が高く、水-空気界面で分配できることがよく知られているが[103,104,105]，鎖長の長いPFA(C≥6)とPFCA(C≥8)は水-底質分と生物相に分布する傾向がある[106,107,108]（図3参照）。

このため、多くの水域や帯水層で、これらの化合物が常に多量に検出されている。水域は、地球の3分の2を占め、膨大な数の生物を受け入れ、人間の飲料水源となり、他のすべての区画からの汚染物質の最終受容体となるため、生態系に決定的な影響を及ぼしている。したがって、以下の段落では、水系におけるPFASの発生と影響を評価する最も重要な研究のいくつかを簡単に説明する。

淡水および沈殿物中のPFASの発生状況

淡水は、地球全体の水分量のごく一部であるが、湖沼、河川、湿地帯、河川、地下水帯水層などの様々な生態系を含み、気候変動の緩和や他の環境媒体間のエネルギー、栄養素、生物の循環に極めて重要である[109]。同時に、淡水資源は、いくつかの製造プロセス、飲料、農業、エネルギーおよび食料生産に供給水を提供する、人間にとって不可欠なものである[109]。

多くの報告から明らかなように、PFASは世界中の様々な淡水域で検出されている（図3参照）。例えば、ビクトリア湖とその源流河川に関する研究では、家庭や産業廃棄物などの一般的な点源から排出されたPFOAとPFOSが大量に検出された。ここで、河川水中のPFOAとPFOSのレベルは、それぞれ0.4-96.4 ng/Lと0.4-13.23 ng/Lであり、湖水では、PFOAが0.4-11.65 ng/L，PFOSが0.4-2.53 ng/Lと低い値で検知された[110]。

南アフリカのヴァール川沿いの工業・鉱業汚染の影響を受けた3つの場所の分析から、Groffenと共同研究者により同レベルのPFASが報告され、汚染された魚の摂取を通じた人間の健康への潜在的リスクも示唆された[111]。

中国の湖北省のような他の場所では、清川で12種類のPFAS物質の変動する濃度が検出され、その値は39.44から207.59ng/Lの範囲で夏場にピークに達している[112]。別の調査は、江西省の長江に沿った河川-湖沼系で行われ、WWTPs由来と推定される11種のPFASが表流水中に存在することが明らかにされた。著者らは、南昌市都市部の表流水（146.2～586.2 ng/L）と長江の九江区間（46.2～157.6 ng/L）で、PFBSとPFOAが著しく多い総PFASを発見した[113]。

重要なことは、スウェーデンの消防訓練施設の周辺地域にある堆積物、湖、池の水中のPFAS濃度を評価したごく最近の研究でも確認されているように、AFFFsが訓練中や緊急時に使用されると深刻な水質汚染が起こりうるということである。

この研究では、湖水には9種類のPFASが存在し、合計平均濃度は1700 ng/Lであった。一方、堆積物には6種類のPFASが検出され、全体の濃度は1.0 ng/g dw未満と76 ng/g dwの範囲であった。組成プロファイルは、水域の湖のサンプルでPFSA（特にPFHxS、PFOS、PFBS）とPFCA（特にPFHxA）のサブカテゴリの優位性と、全体の堆積物のPFAS濃度の71%と23%のPFOSとPFHxSの相対寄与を示した[106]。

13種類のPFASの濃度の季節変動は、スペインのエブロデルタとその周辺沿岸地域の水と堆積物の状態を分析した研究でも報告された。ここでは、淡水中ではPFOAが優勢であり、秋，冬，春の平均濃度はそれぞれ1.6，0.97，0.87 ng/Lであった。

一方，堆積物にはPFOSが多く含まれ、その濃度は1.02～22.6 ng/g dwで、夏から冬にかけて漸減する傾向が見られた[114]。

もう一つの注目すべき地域は、オーストラリアのメルボルン市周辺に位置するポートフィリップ湾である。Allinsonらは、7つの小川と河口からの表流水における一般的なPFASのレベルと発生を分析することによって、PFBS，PFOA，PFBA，PFHxSおよびPFOSを含む18のPFAS物質を、それぞれ最大7.0 ng/L，8.5 ng/L，11 ng/L，42 ng/Lおよび75 ng/Lの濃度で特定した。

これらのデータに基づいて、著者らは、都市部と農村部の淡水におけるPFASの存在は、比較的人口密度の低い国でも発生する可能性があると結論づけた[115]。もう一つの関連するサイトは、地中海の主要な淡水と堆積物の供給源と考えられているローヌ川であり[116]、最近の研究の焦点となっている。

Mourierらの興味深い調査は、1984年から2013年にかけて、リヨン市（フランス）に沿ったローヌ川の一部で採取された堆積物中のPFASレベルの時間変化を再構築したものである。1984年以前は2 ng/g dwであった総PFAS濃度が、1994年には51.4 ng/g dwまで上昇し、その後10 ng/g dwまで低下し 2000年代後半から安定しているという3つのパターンが観測された。

データは、複数の汚染源の存在と、短鎖（PFHxA）と長鎖（PFNA，PFUnDA）の両方のPFCAsの局所排出，また、PFSAsの比較的安定した割合で、奇数の長鎖PFCAs物質から偶数の長鎖PFCAs物質への進行性のシフトが明らかになり、したがってPFAS製造における変化を示している[117]。

その後の研究では、2017年から2018年にかけてローヌ川における4種類のPFASの存在をモニターした。ここでは、80%以上の事例において、高濃度の総PFAS（13-200ng/Lの範囲），高濃度のPFHxA（8-193ng/Lの範囲），そして欧州環境品質基準（EQS）の年間平均値を超えるPFOS濃度を発見し、ローヌ川が地中海へのPFASの重要な供給源であるかもしれないと結論付けた[118]。

別の研究では、Codlingらは、北米のエリー湖，オンタリオ湖，セントクレア湖の表層堆積物およびコアの汚染状況を分析した。ここでは、20種類のPFAS物質が15.6～19 ng/g dwの平均濃度で同定され、PFHxAとPFOSが最も多く検出され、PFBAが14.2～26.2 ng/g dmの範囲で最も多く含まれていた[119]。

また、最近の研究では、PFASを含むAFFFsの放出によって過去に影響を受けたスウェーデンのSänksjön湖の水と堆積物コアの両方におけるPFASの濃度が評価された。湖水には8種類のPFASが、堆積物には13種類のPFASが検出され、それぞれ95-100 ng/Lおよび3-61 ng/g dwの範囲であった。両方のケースにおいて、PFAS組成は、PFOSとPFHxSに著しく支配されていた[120]。

別の報告では、液体クロマトグラフィータンデム質量分析計（LC-MS/MS）を用いて、五大湖地域の異なる湖の堆積物コアからPFSAs PFCAs，PFPIAsおよびPFPAsの濃度を分析し、最も汚染レベルが高かったのはオンタリオ湖（PFASの合計は13.1 ng/gに相当）で、PFOSが全体の80%以上を占めていたことが明らかになっている[121]。

これらのデータを総合すると、淡水系に拡散するPFASは偏在していると考えられ、季節変動や産業排水や消防訓練施設のような複数の非点源と点源の存在によって大きく影響されることが示される。

一方、PFASの存在は、一般的に都市化の程度と相関しているが、人口密集地に限定されるものではなく、むしろ、すでに段階的に廃止された難分解性の長鎖PFAS化合物の同定と、工業製造の段階的移行による短鎖PFAS代替物の検出増加という、2つの異なるメカニズムを反映していると考えられる。しかし、これらの代替物質が生態系や人間の健康に与える影響については、まだ十分に解明される必要がある。

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また、異なる栄養レベルの水生生物に対するPFASの悪影響とその発生も報告されている。実際，北米の9種の両生類に対してPFOS，PFOA，PFHxSを用いた急性毒性試験を行ったところ、PFASの種類，発生段階，対象種によって様々な毒性作用が生じることが明らかになった。

例えば、急性毒性試験で96時間暴露後に得られたLC50値から、試験したすべての種において、PFOSはPFOAよりもはるかに高い毒性を示し、カエルやヒキガエルよりもサンショウウオでより深刻な影響が観察された。また、灰色アマガエルは発育後期のPFASに対する感受性が高いことがわかったが、スモールマウスサンショウウオは逆であったことから、種類や環境濃度とは別に、種固有の影響が生物相のPFAS物質に対する感受性を決定しうることが示唆された[122]。

別の研究では、ミネソタ州の湖の雄のオオクチバス（Micropterus salmoides）は、13種類の異なるクラスに属するPFAS（3.2～834.4ng/g fish wet weight）を含み、その中でPFOAが最も代表的であることが判明した。

肝臓と精巣の分子生物学的解析から、影響を受けた魚は、遺伝子発現，RNA処理，タンパク質回転，有害物質の解毒，脂質とエネルギー代謝に用量依存的な変化を示した[123]。

同様に、ノースカロライナのケープ・フィア川のシマアジ（Morone saxatilis）の23種のレガシーと新規PFASの血清濃度を分析し、Guilletteらは11種の異なる濃度で存在することを見いだした。

総PFAS濃度は、養殖場の実験室で育てられた同種の魚の約40倍であり、PFOS（平均濃度490 ng/mL）が優勢で、PFDA（68 ng/mL）、PFNA（4.40 ng/mL）、GenX（1.91 ng/mL）の順であることが判明した。

著者らは、これらと他のPFASの高濃度は、リゾチームとAST活性の上昇と正の相関があり、免疫系と肝臓の機能の変化を示していることを発見した[124]。

海水および底質におけるPFASの存在

海水は地球表面の70%以上を占め、生物地球化学的循環、エネルギーの流れ、生物多様性において重要な役割を果たすため、多くの生態系にとってかけがえのない資源である。同時に、海洋は、社会と、自らの生存と福祉のために海洋に直接依存している多くの人間集団にとって、重要な資源とみなされている[125]。

海水と海洋は、複数のメカニズムを通じて放出・拡散されたPFAS物質の主要な環境受容体であり、その存在は世界中で大きく記録されている[126]（図3参照）。太平洋の一部であり、世界でも非常に重要なシーレーンである中国海が、熱心に調査されている場所の一つである。例えば、Yanらは、東シナ海の河口域および沿岸域の河川および海底堆積物試料中のC3-C14 PFASの定量分析を行い、平均9 ng/g dwの総PFAS濃度，PFOS，次いでPFHpAとPFOAが多く存在することを明らかにした。

注目すべきは、PFOSの時間的傾向が、過去数十年にわたる広範な使用の結果として、時間とともに明らかに増加することを示し、比較分析により、他の国や地域から報告されたものよりもはるかに高いレベル（平均値11.4ng/g dw）が明らかになったことである[127]。

その後の研究では、南シナ海の東部，香港，マカオに位置する観測所から表層水サンプルを収集し、PFASの発生の程度と構成が社会経済状態に強く影響され、珠江デルタの重開発地域で最も顕著であることが示された。実際、南シナ海の水サンプルの分析では、総PFAS濃度が0.195〜4.925ng/Lの範囲であったのに対し、香港とマカオのものは2.2〜13.6ng/Lであったことが特徴的である。

すべての場合において、最も代表的な物質はPFOS，PFOA，PFBA，PFBSであったが、新しい商業的代替物，すなわち6：2 diPAPと8：2 diPAPは、香港とマカオの苗木点でのみ 2009年の以前の研究で報告されたものより一桁高い濃度で検出された[128]。

中国におけるもう一つの関心領域は、渤海である。Hongらによる以前の研究では、低水相と高水相を表す2つの期間にわたって、表層水と堆積物サンプルが短鎖および長鎖のPFASの存在について分析された。海水および底質中のPFASの全体的な濃度は、それぞれ検出不能から99.4 ng/Lおよび0.33から2.78 ng/g dwの範囲であった。

著者らは、PFOAが両試料で優勢であり、PFBS，PFHxS，PFOSが高レベルであることを発見したが、これらの試料は、異なる季節的活動が渤海へのPFAS放出源を特徴付けることを示す時間変化を示した[129]。

後の研究で、同じ著者らは、渤海におけるPFASの複数の投入をよりよく分析し、河川水、沿岸排水、そしてこの海水に直接流入する他の排水中のPFASレベルを測定した。河川水サンプルでは、PFBS、PFOA、PFOSが主要な化合物であり、総PFASレベルは13.1〜69,238 ng/Lで、重度の汚染がある場所の存在が明らかにされた。

一方、沿岸の廃水および排水ではPFOAが最も多く、PFASの総濃度はそれぞれ16.7～7522 ng/Lおよび13.1～319 ng/Lの範囲であった。著者らは、河川からの流入が渤海のPFAS汚染に大きな役割を果たしており、沿岸の廃水と排水の排出はそれほど寄与していないと結論づけた[130]。

同じグループによるその後の研究では、新規のフッ素化代替物質（Cl-PFESA）も含む21種類のPFASと、河川、排水口、そしてその受け入れ側の渤海におけるそれらの季節変動を分析することによって、これらの観察をさらに拡張した。

その結果、海水の深刻な汚染が観察され、総PFAS濃度は他の地域で観察されたものよりも2-3桁高かった（5.03～41,700 ng/L）。一般的に、著者らは、一般的な分析物はPFOAとPFPeAであるが、PFOSと同様の4700 ng/Lという高いレベルで、相当量の6：2 Cl-PFESAも検出され、川と排水口がPFAS汚染の主要な原因として作用することを示した[131]。

最新の研究では、沿岸水-溶存相，表面堆積物，浮遊粒子状物質（SPM）を含む渤海の他の環境媒体について補完的な分析が行われた。その結果、水溶性相、表層堆積物、SPMのPFAS濃度はそれぞれ20.5-684 ng/L,2.69-25.0 ng/g dw,4.39-527 ng/g dwで、PFOA（平均濃度105 ng/L）が明らかに優勢であることが確認された。

注目すべきは、炭素鎖の短いPFAS（例えば、HFPO-DA）は主に水溶相で検出され、長鎖のPFAS（例えば、PFOA，PFHxA，PFOS，6：2および8：2 Cl-PFESA）は主に表面堆積物およびSPM相で発生したことだ[132]。

他のグループは、南シナ海へのPFASの主要な放出源でもある、中国で最も高度に工業化・都市化された地域の一つである珠江デルタに焦点を当てた。2017年から2018年にかけて表層水、底層海水、堆積物のサンプルを採取することにより、Wangらは0.125～1.015 ng/L、0.038～0.779 ng/L、0.0075～0.0842 ng/g dwのPFASの該当レベルを検出した。

海水試料ではPFOAとPFBAが優勢であり、堆積物ではPFOSが最も豊富であった。著者らは初めて、南シナ海におけるHFPO-DA，6：2および8：2Cl-PFESAなどの新規PFASの出現を報告し、その予備的リスク評価では、PFOSがこの沿岸地域に生息する海洋生物に対して低から中程度のリスクを構成する可能性を示唆している[133]。

また、Brumoskyらによって、西地中海におけるPFASの時間的・空間的分布が初めて調査された。ここでは、表層水サンプルの分析により、15種類のPFAS物質が選択した領域全体に極めて均一に分布し、ジブラルタル海峡近くの大西洋における報告（2007-2010）と同様に、総濃度0.246～0.515 ng/Lで存在することが明らかにされた。

炭素鎖の短い分子を好む現地での製造，使用，規制戦略と一致して、PFHxA，PFHpA，PFOA，PFHxS，PFOが、すべての試料で最も頻繁に検出される化合物であった[134]。

興味深いことに、最近の研究は、ベアリング海から西北海にかけてのコアと表層堆積物中のPFAS物質の存在を分析することによって、底生生物のPFAS曝露のシンクおよび潜在的源としての堆積物の重要性に光を当てた。その結果、PFOSが顕著に多く、次いでPFNAとPFBSが多く、表層堆積物中の総PFAS濃度は0.06-1.73 ng/g dwの範囲にあったが季節変動は穏やかであることが判明した。

主な原因は、PFOSを含む消費者製品の酸化、フッ素樹脂製造施設の海洋輸送、AFFFsの排出に起因するものであった[77]。

最後に、非常に最近の研究で、紅海の東部沿岸水域における11種類のPFASのレベルが初めて報告され、それらはLOQを超え、最大956ng/Lの濃度で存在した。中でも、PFHxA，PFHxS，6:2 FTSは最も一般的な物質であり、汚染源の可能性は、WWTPに近接した地元の産業や消防訓練施設からの排出に認められた[38]。

一方、PFASの存在は、多くの異なる水生生物で文書化されている。その中で、北西大西洋の海洋プランクトン[126]、またはフランスの大西洋と地中海沿岸の濾過摂食貝は、特定のPFCAs（すなわちPFTrDA）が1.36 ng/g wwという高いレベルを示した[39]（PFTrDA：Pharmaceutical Factor Analysis）。地中海のサメやエイでは、さらに高濃度で、27.1 ng/g wwのPFTrDAが検出された[135]。

重要なことは、海洋無脊椎動物に対して行われた最初の急性毒性研究は、1.1〜24mg/Lの範囲の致死濃度を示唆しているが[136]，水生生物の慢性暴露を評価する新しい研究の設計を必要とするPFASの長期および亜致死影響を予測するには適切ではないようである。

この点に関して、最近の一例は、C604として知られる最近導入された化合物の長期的影響が、環境的に適切な濃度（100 ng/Lと1000 ng/Lの範囲）に7日間と21日間暴露されたマニラ貝（Ruditapes philippinarum）において調査された研究である。

ここで著者らは、免疫系、神経発達、タンパク質ユビキチン化、細胞膜機能、脂質および異種物質代謝の制御に関わる遺伝子の転写プロファイルに多くの変化を観察し、PFOA代替および段階的廃止後も、特定の領域に海洋生物に対する生態毒性効果やリスクの可能性が存在することを示している[137]。

地下水中でのPFASの発生状況

地下水は、地表より下の飽和帯にある帯水層の総体であり、世界の淡水の約30%を占めている。生態学的な観点から見ると、地下水は、河川、湖沼、湿地帯の水位と流量を維持する上で重要な役割を果たしており、野生生物や植物にとっての天然資源ともなっている。

さらに、地下水は、工業プロセス、農業、飲料水の主要な水源であり、多くの社会経済的側面において極めて重要である。世界中の地下水貯留層について、いくつかの汚染源と汚染経路が報告されており、間接的なPFASの人体暴露に大きく寄与している（図3参照）。

例えば、Yaoらは、中国北部の2つの工業都市について地域規模の調査を行い、表流水と隣接する地下水中のPFAS濃度を分析した。ここで、著者らは、特定のサンプリング地点で100ng/Lという高いレベルで検出されたPFASの変動濃度につながる点および非点源からの寄与を明らかにし、PFOS、PFOA、PFBAおよびN-EtFOSAAが主に寄与していると述べた[138]。

Chenらは、中国東部の8つの農村地域からの異なる環境媒体に関する調査を行い、地下水中の総PFASレベルが5.3から615 ng/Lの範囲にあり、最も高い濃度は、フッ素化学製品の生産を担う工業地域で発生することを明らかにした。

地下水中で最も豊富なPFCAは、PFBAとPFOAであり、PFNA、PFHpA、PFHxAがそれに続き、一般的なPFASはPFBSであり、PFOSとPFHxSがそれに続く[139]。

別の研究では、地表水と地下水の両方におけるPFASの発生を決定するために、中国の遼寧省北西部のFuxinフッ素化学工業団地（FIP）に焦点を当てた。ここで、Baoらは、216-26,700 ng/Lの範囲の非常に高いレベルの総PFASを観察した。

地下水サンプルには、PFBSとPFOAが顕著に多く含まれており、これらの化合物の相対存在量は、同じ著者らが2009年に報告した値よりも24倍および5倍高いことが判明した[140]。

著者らは、これらのPFASは、家庭で生産された卵と野菜からも検出され、地域住民に深刻な健康リスクをもたらす可能性があると結論づけた[141]。

同じ著者によるその後の研究では、FIPの地下水のPFAS汚染レベルがさらに上昇し、主要なPFOAとPFBSの濃度がそれぞれ2470と32,400ng/Lまで上昇していることが明らかにされた。温室の土壌と野菜に著しいPFASレベルが発生したことから、著者らは、農業灌漑のための汚染された地下水の使用が、人間の食物源へのPFAS拡散の主要な原因であった可能性があると結論づけた[142]。

別の研究は、中国浙江省杭州市の北西に位置する埋立地の近辺で実施された。ここでは、地下水サンプル中の総PFAS濃度が17.3 ng/Lから163 ng/Lの範囲で検出された。中でも最も豊富な成分はPFBAで、次いでPFOA，PFPeA，PFHxA，PFHpAであったが、F-53Bと6：2 FTSもそれぞれ最大5.01 ng/Lと0.52 ng/Lの濃度で存在することが確認された。

著者らは、埋立地の浸出水が地表水汚染に寄与したが、地下水汚染には寄与せず、人間の健康に対する潜在的リスクは低いと結論付けたものの、より詳細な調査の必要性を認識した[143]。

より最近の研究では、複数の埋立地と高度な産業活動の存在によって特徴付けられるオーストラリアの都市再開発地域に焦点を当てた。ここでは、地下水サンプル中の総PFAS濃度は26から5200ng/Lの範囲で、最も頻繁に検出される化合物はPFOS、PFOA、PFBSとPFHxSで、後者は中央値濃度も最も高かった（34 ng/L）。

著者らは、総PFAS，PFOAおよびその他のPFCA（例えば、PFHxA）と、アンモニアNや重炭酸塩などの典型的な浸出指標との間に正の相関を見出したが、PFFOやPFHxSなどのPFSAには当てはまらなかった。これらのデータに基づいて、地下水汚染は、埋立地浸出水の浸透だけでなく、工業由来の他の局所的な拡散投入によるものであると結論付けられた[36]。

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工業地域と非工業地域の両方からの地下水が、6:2 FTSとF-53Bを含むレガシーおよび代替PFAS化合物にかなり高いレベルで汚染されていることが報告されており[144]，中国北西部の黄土高原地域で行われたごく最近の研究でも、レガシーおよび新規PFASの存在が調査されていることから、その証拠が示されている。

彼らの分析から、著者らは、総PFAS濃度が2.78から115 ng/Lの範囲であり、PFOAの顕著な有病率であることを確認した。また、6:2 FTS，Cl-PFESA，ADONA，HFPO同族体など、いくつかの新しいPFASが頻繁に検出され、主な発生源は都市化地域の工業活動と農村地域の農業活動と特定された[145]。

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別の研究では、インドのガンジス川流域の数カ所で河川と地下水中のPFASの発生を評価し、14種類の物質で汚染されていることを明らかにし、最も多いのはPFBA（最大9 ng/L）、PFHxA（最大4.9 ng/L）、PFHpA（最大3.5 ng/L）であった。地下水へのPFASの潜在的な汚染源は、河川水の浸透、農地土壌からの浸出、都市廃水、産業廃水、埋立地であるとされた[146]。

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地下水汚染は、WWTPからの再生水を農業用途に使用することによっても派生する可能性があり、これは、オーストラリアのメルボルンから南西に約30kmに位置するWerribee Irrigation Districtで行われたSzaboらの研究によって証明された。

ここでは、2017年と2018年に地下水サンプルを採取した。そのデータから、20種類のPFAS物質が存在し、総濃度は0.03～74ng/L、PFOS、PFBS、PFOA、PFBAの平均濃度はそれぞれ11ng/L、4.4ng/L、2.2ng/L、6.1ng/Lで著しく高いことが判明したのである。

興味深いことに、著者らは、これらのレベルは、典型的な廃水排水について報告されたものと同等であり、汚染されていない地下水で通常観察されるレベルよりも高いが、AFFFsの排出やPFAS製造による影響を受けたサイトについて報告されたものよりもはるかに低いことを発見し、作物のかんがい用にリサイクル廃水を使用したことが地下水汚染の原因であると結論付けた[147]。

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地下水汚染の他のよく知られた原因は、PFASまたはその前駆体を含むAFFFを排出し、環境マトリックスに極めて高いレベルのPFASをもたらす消火訓練施設である[61,148]。

この点に関して、Schultzらの研究は、消防訓練活動が行われたTyndall（フロリダ州）とWurtsmith（ミシガン州）の空軍基地の地下水中のPFAS含有量を分析した。ここでは、Tyndall基地に近接する4：2,6：2,8：2 FTSの総濃度が例外的に高く（最大14.6×106ng/L）、さらに総パーフルオロアルキルスルホン酸塩（最大3.5×106ng/L）およびパーフルオロアルキルカルボン酸塩が非常に高いことが報告されている。

Wurtsmith基地周辺でも、総フルオロテロマースルホン酸塩、パーフルオロアルキルスルホン酸塩、パーフルオロアルキルカルボン酸塩が非常に高く、それぞれ298×103ng/L,213×103ng/L,110×103 ng/Lと高い濃度で観測された[149]。

別の調査では、Houzらは、米国サウスダコタ州のエルズワース空軍基地で、1942年から1990年にかけて消防士の訓練が行われた場所から、地下水、土壌、帯水層の固形物サンプルを採取して分析した。ここでは、PFOS（19,000 ng/L）とPFOA（26,000 ng/L）の中央値が観測され、そのC6アナログであるPFHxS（71,000 ng/L）とPFHxA（36,000 ng/L）は同等またはそれ以上の濃度が観測された。

PFAA前駆体としては、6:2 FTS（中央値25,000 ng/L）、FHxSA（中央値4000 ng/L）および8:2 FTSが挙げられた。彼らの分析から、著者らは、AFFFに元々存在するPFAA前駆体のほとんどが、数十年の間に他の前駆体とPFAAに変化したと結論づけた[150]。

別の研究では、オーストラリア（クイーンズランド州）に位置し、1970年代からPFAAを含有するAFFFを使用していた消防訓練施設に近接するオーキーを含む地域から採取した様々な環境および生物学的マトリクスを分析している。地下水中の濃度が上昇し、PFOSが最も多く、次いでPFHxSが平均4300ng/L、2300ng/Lで検出された。

その他のPFAAは、PFBA、PFPA、PFHxA、PFOA、PFBSで、いずれも平均濃度は120 ng/Lから600 ng/Lであり、水サンプルの50%以上から検出された。さらなる調査により、PFASを含む地下水の使用は、人間の家畜と食品の二次汚染を引き起こし、場合によっては、オーストラリアに住む一般人の血清PFOS濃度のほぼ30倍をもたらしたことが明らかになった[151]。

より最近では、Dauchyと共同研究者が、30年以上活動している消防訓練場付近の地下水と土壌におけるPFASの発生を評価した。興味深いことに、消防士訓練場からアップグレードした場所にあるモニタリング井戸の総PFAS濃度は、<LOQから265 ng/Lであったが、消防士訓練場の周辺または地下水の流れの方向にダウングレードした場所にあるものは、300から8300 ng/Lとはるかに高いレベルで特徴づけられている。

また、6つのモニタリング井戸で、6:2 FTABが45から635 ng/Lの範囲で確認され、この化合物は、土壌に粘土層があるにもかかわらず、地表から20 m、さらに深いところにある水の帯水層に到達できることを示唆している[152]。

最後に、フランス海外領土によって構成される熱帯地域におけるPFASの存在と分布を分析しながら、Munozらは、地下水試料が短鎖物質の高い頻度を示し、その中で最も代表的なものはPFBS、PFHxS、PFOA、PFHxAであり、PFOS同族体は低い頻度で検出されたことを観察した。

それにもかかわらず、地下水中のPFAS濃度の最大値は、表流水で観測された値よりも1桁ほど高く、638 ng/Lにも達していることがわかった。また、いくつかの工業施設の近くの地下水では、高濃度の6:2 FTSと短鎖PFCAが検出されたが、これは、その場所に消防訓練施設があり、AFFFを放出していると考えられることに起因している[153]。

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PFASは、複数の局所的または拡散的な汚染源により、世界中の様々な場所の地下水中で定量限界を超えるレベルで検出されており、この基準パラメータは、より高い感度を持つ技術の導入により徐々に恩恵を受けるようになった[154]。

様々な汚染経路の中で、最も深刻な影響は、消防訓練施設に使用されるAFFFの環境放出から派生し、次いでPFAS製造活動中の排水中の汚染された廃水が放出される。汚染された灌漑用水の農業利用や埋立地からの漏出による影響は、それほど大きくはないが、依然として関連性がある。

地下水は飲料水と食品の消費に直接影響するため、PFASの存在は人間の健康にとって深刻な懸念であり、PFASの影響をより明確にするために、より広範な調査が必要である。また、慢性的な曝露を受けた人間集団に対するPFASの長期的影響に関するデータがないことも考慮すると、将来の世代のために地下水資源を保護するために、規制措置は予防原則に強く依存することが推奨される[155]。

飲料水中のPFASの発生状況

飲料水中の比較的低濃度のPFASであっても、生涯にわたって血清中に大きな負担をもたらすため、飲料水は人間集団にとってPFASへの最も重要な暴露源の一つを構成する[84]。

飲料水を介したPFOAの長期的な取り込みは、他の非ヒト種と比較して、遅いクリアランスと生物濃縮の複合効果により、摂取した飲料水で観察された濃度よりも最大100倍高い血中濃度をもたらすと推定されている[156,157,158]。

証拠によれば、何百万人もの人々に供給される公共の水道のかなりの割合が、国の環境機関が設定した限界値を超えるレベルでPFASを含有しており、一方で、70ppt未満であってもPFASレベルを含む飲料水に長期間暴露することによって人間の健康に対する潜在的な悪影響が発生すると考えられている[159,160,161]。

飲料水中のPFASの発生は、世界各国で記録されており（図3参照）、液体クロマトグラフィー-タンデム質量分析計（LC-MS/MS）[162]やHPLC結合四重極飛行時間型高分解能MS（HPLC/QToF-HRMS）[163]などに基づく高感度の検出方法が活用されてきた。

2006年、Holzerらは、ドイツのNorth Rhine-Westphaliainの広大な地域の住民を対象にバイオモニタリング調査を行い、汚染された飲料水にさらされた子供と大人の血漿中のPFCs濃度が上昇していることを発見した。中でもPFOAは飲料水中の主要物質（500-640ng/L）であり、Arnsbergに住む住民の対応する血漿中濃度は参照集団の4.5-8.3倍であることが判明した[164]。

また、Skutlarekらは、ドイツのRhine-Ruhr地域の公共建築物から得られた飲料水試料におけるPFAS濃度を評価した。ここでは、表面水サンプルの結果と一貫して、著者らは飲料水中にいくつかのPFAS物質を同定し、PFOA（519 ng/L）が顕著に多く、次いでPFHpA（23 ng/L）およびPFHxA（22 ng/L）となり、適用された水処理手順は表面水からPFASを取り除くのに十分に有効ではないことを示唆した[165]（Philhelm,1999）。

Wilhelmらは 2008年から2009年にかけて、ノルトライン・ヴェストファーレン州（NRW）の飲料水と飲料水資源について詳細な分析を行い、12ng/L（すなわちPFHpa）から1000ng/L（すなわちPFOS）までのレベルのPFCsの発生を明らかにした[166]。

別の文脈では、Boiteuxらは、フランスで2009年から2010年の間に収集された原水と処理水のサンプルを分析し、PFOS、PFHxS、PFOA、およびPFHxAが原水で最も頻繁に検出されるPFASであり、PFHxAが他の中で最高レベル（139 ng/L）を示していることを示した[167]（PFOS,PFHxS,PFOA,PFHxA）。

PFASによる重飲料水汚染のよく知られたケースは、イタリアのヴェネト州に代表され 2006年からこれらの物質の高レベルが発見され[168]、さらに2013年には、1968年に遡る産業排出物によって確認されている[169,170]。

ここで、以前の調査で、Mastrantonioらは、PFASで汚染された飲料水と汚染されていない自治体に住む社会経済条件と喫煙習慣が類似した住民で、1980年から2013年の期間にいくつかの死因の死亡率を比較した。著者らは、汚染された自治体の住民は、一般死亡率、糖尿病、脳血管疾患、心筋梗塞、アルツハイマー病、パーキンソン病、腎臓がん、乳がんの相対リスクが高いことを観察した[171]。

今回の調査では、一般死亡のほかに、男女とも糖尿病、脳血管障害、心筋梗塞、アルツハイマー病、女性では腎臓がん、乳がん、パーキンソン病で有意な高リスクが観察された。心筋梗塞に関しては，PFOA化学工場周辺に住むコミュニティで13-45％高いリスクが検出された。31その最も低い割合は，我々が検出した男女合計の13％に相当する。脳血管疾患のHR21と糖尿病のHR22は，我々のRR 1.13，1.21 に対して，PFOAの生産に関わる労働者で1.8-4.6が観察されている。ヨーロッパと北米のすべてのポリテトラフルオロエチレン生産拠点を含むコホート研究18では腎臓癌のリスクが44％高く、PFOA生産化学工場近郊に住むコミュニティの最高被曝群28では、全人口の7％と比較して58％高いリスクが検出されました。女性の乳がんについて観察された過剰リスクは、デンマーク人女性を対象としたケースコントロール研究によって確認された30。

これらの結果は、汚染された飲料水にさらされた異なるサブグループに対する後のバイオモニタリング研究を促し、PFOSとPFOAの血清濃度がすべてのサンプルでそれぞれのLOQを上回り、PFHpA、PFNA、PFDA、PFUndA、PFHxSに関するものが50%以上のケースでそのLOQを上回っていることを明らかにしている。

注目すべきは、PFUndAを除いて、すべてのPFASの平均濃度が、曝露されたグループと曝露されていないグループの間で高く、PFOAで最大の差が観察されたことである[172]。

数年後、Pitterらは、ヴェネト（イタリア）に居住し、汚染された飲料水に曝された青年と若年成人の血清PFAS濃度を分析した。著者らは、約80%のサンプルから、12種類の化合物のうち3種類のPFAS物質のみを有意に検出した。

主な汚染物質はPFOAで、平均濃度44.4 ng/Lで検出され、次いでPFOSとPFHxSが検出された。著者らは、汚染された飲料水に曝された住民の血清PFOA濃度は、住宅に曝された他の集団で観察された濃度よりも大幅に高いと結論づけた[21]。

代替物質への産業シフトの進行により、新しいPFASが飲料水中で検出され始めた。例えば、最近の研究では、HFPO-DAとして知られるPFOA代替物質と、F3-MSAとして知られるポリマー製造に用いられる触媒が、オランダとベルギーの水域に存在することが報告された。

HFPO-DAは飲料水サンプルの46%から検出されたが、平均値は2.9 ng/Lと比較的低く、一部の地点（Lekkerk-Tiendweg）では28 ng/Lという高い値が観測された。対照的に、F3-MSAは高い頻度（サンプルの68.2%）で、高い濃度（平均24 ng/Lと最大165 ng/L）で検出され、飲料水処理による除去効率の低さを示唆していた[173]。

スウェーデンでは、ごく最近の研究が、一つの水源がAFFFsに含まれるPFASによって激しく汚染されていた自治体であるRonnebyに住む成人に焦点を当てた。すでに2013年に、飲料水の貯水池の分析によって、PFOS、PFHxS、PFHxA、PFBS、PFOAがそれぞれ8000 ng/L、1700 ng/L、320 ng/L、130 ng/L、100 ng/Lまでの濃度で存在することが明らかになった。

広範なバイオモニタリングから、著者らは、曝露されたグループのPFASの血中濃度が、対照群のそれよりも最大100倍高く、PFOS、PFHxS、PFOAの平均濃度は、157 ng/mL、136 ng/mL、8.6 ng/mLであることを観測した[174]。

同じ自治体に住む人々の血中PFAS濃度を評価した後の報告では、Ronnebyの全住民の血清PFHxS，PFOS，PFOAの平均値は、対照群に見られる値よりも135，35，4.5倍高かった[41]。

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また、いくつかの研究は、EU以外の多くの国の飲料水のPFAS汚染を報告している。例えば、Huらは、米国EPAのUCMR3プログラムによって2013年から2015年にかけて行われた、国内の飲料水におけるPFASの発生に関する徹底的な分析結果を発表した。

ここでは、ほぼ600万人の住民に供給される飲料水中のPFOAとPFOSの含有量は、勧告の閾値である70ng/Lを超え、潜在的な悪影響に対する深刻な懸念を引き起こし、さらに米国人口の飲料水供給の最大1/3を占める個人の井戸に関する情報がないことによって悪化させられた[159]。

Sunらの別の報告は、ノースカロライナ州のケープ・フィア川流域の汚染状況を分析したもので、この地域に住む3つの異なるコミュニティの飲料水の基本的な水源となっている。ここでは、コミュニティAとBでは、レガシーPFASのみが平均合計濃度355 ng/Lと62 ng/Lで検出され、PFHxA，PFPeA，PFHpA PFOS，PFOAおよびPFBAが顕著に多く検出された。

対照的に、PFAS製造施設の下流に住むコミュニティCでは、レガシーPFASの量は比較的少ないが、GenXの濃度が非常に高く、4500ng/Lに近いレベルに達していることが観察された[175]。

また、Tanと共同研究者は、中国の九江省に対応する揚子江の支流系におけるPFASの発生を評価した。ここでは、水道水サンプルの分析により、2.4～290 ng/Lの範囲で総PFAS濃度が存在し、九江市で最も高い濃度が観察された。

中でもPFOAが最も多く、次いでPFBAまたはPFNAであり、PFBSは存在しなかった。これらの値を、中国東部の水道水から報告された値（1.4-175 ng/Lの範囲）[176]、および飲料水中のPFOAとPFOSレベルに関する米国EPAガイドラインと比較し、著者らは九江市の住民の健康リスクは適切であると結論付けた[113]。

Guardianらによるもう一つの極めて最近の研究は、タイとフィリピンの飲料水と地表水におけるPFASの発生を評価したものである。ここでは、12種類のPFASが飲料水サンプルで検出され、総PFAS濃度は、タイとフィリピンのサンプルでそれぞれ7.16から59.49 ng/Lと9.08から11.63 ng/Lの範囲であった。

レガシー物質のうち、PFOA，PFOS，PFNA，PFHpAは、両国のすべての水試料から検出され、後者の化合物が最も多く含まれていた。注目すべきは、著者らが初めてN-MeFOSAAのような新規のPFAS代替物質の出現を報告し、両国で2番目に多い化合物であったことである[177]。

また、台湾の新竹市にある宝山貯水池として知られる飲料水源を評価することによって、Jiangらは、テストしたすべてのサンプルで、6種類のPFAS物質を特定した。最も多く検出されたのはPFOA（32.4%）、PFOS（28.8%）、PFNA（15.7%）、PFHxS（14.4%）、PFHpA（4.92%）、PFBS（3.74%）で、最大濃度はそれぞれ68.9 ng/L、61.2 ng/L、33.4 ng/L、30.5 ng/L、10.5 ng/L、7.94 ng/Lであることが分かった。

著者らは、これらの値がUSEPAの参照用量を用いてヒトの健康に対するリスクが低いことを正式に計算したにもかかわらず、潜在的な悪影響を排除していない[178]。

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これらのデータを総合すると、飲料水源や水道水のPFAS汚染は、さまざまな国で広く見られることがわかる。さまざまな発生源があるにもかかわらず、PFOAやPFOSなどの一部のPFAS化合物は、厳しい規制措置や段階的な廃止によって沈静化したにもかかわらず、依然としてかなりの濃度で存在する。

これとは別に、HFPO-DA（GenX），PFHxA，PFHxS，PFBAといった短鎖の代替物質が、飲料水源やヒト集団の血清中に驚くべき頻度で検出されるようになりつつある。これらすべての化合物について、徹底的な疫学研究や観察研究が行われていないことが、人体への影響評価における大きな欠点となっている。

レガシーPFASの場合のように、適切な疫学研究と生体モニタリング研究が利用できる場合でも、ヒト亜集団のリスクを計算するために用いられる範例的手法は、重大な不確実性に左右され、PFAS物質の実際の影響の過小評価につながる可能性がある。

これは、例えばPFASレベルが正式な健康指標を下回る場合、あるいは特定の勧告的限界値の閾値を超えない場合に特に当てはまり、異なる州／地域で採用されている統一的なガイドライン値の欠如は、さらなる複雑さである[58]。

また、飲料水に関する規制ガイドラインのほとんどがPFOAとPFOSに関連している一方で、他のレガシーPFASと新興代替物質が水サンプルでますます検出されるようになっていることに留意することが重要である。

もう一つの重要な点は、しばしば見落とされているが、PFASはほとんど常に混合物として存在し（時には組成が十分に定義されていないこともある），他の汚染物質と共存して、慢性暴露（最長で数）と生物蓄積を進行させるという点である。

このことから、これらの物質の真の毒性，特に生涯暴露の可能性を明らかにするためには、現在の実験戦略では完全には不十分であり、より洗練された実験戦略が必要であると認識されている。

このため、相乗効果に関する毒性学的データがない場合、PFASで汚染された飲料水を長期的に大量に消費する人間集団に深刻な悪影響が生じる可能性を排除できず、PFASの毒性評価における新しいパラダイムの必要性が示唆される。

2.4.3.土壌および植物におけるPFASの発生状況

いくつかの例外を除き、PFAS物質は地下の発生源から環境中に放出され、ほとんど必ず土壌に影響を与え、そこで吸着、揮発、生物変換、化学種変換、取り込みプロセスを経て、地表や地下水システムなどの他の区画に移動する（図3参照）。

陸上区画のバドス（不飽和）ゾーンにおけるPFASの一般的な汚染源は、大気降下、AFFFsの放出、汚染された水の灌漑への利用、農業におけるバイオソリッドや都市汚泥の利用である[179]（図3を参照のこと）。

直感的には、PFASによる土壌汚染の程度が最も高いのは、アメリカ、中国、日本などの最も先進的な国々であり、PFASの総濃度はそれぞれ13,000 pg/g dw,14,000 pg/g dw,36,000 pg/g dwと高いことが報告されている[180]。

フッ素樹脂製造施設のような点源が農地に近い場合、PFASの排出は、人間の食の安全にも極めて重要であり、土壌中のPFAS総濃度（最大200ng/g）、生物濃縮メカニズムにより食用作物の濃度（最大8085ng/g）にもつながる[181]。

PFAS Occurrence in Soil through Atmospheric Dispersion

空気中の分散は、中性の揮発性PFAS物質（FTOH、FOSA、FOSEなど;6：2 FTOH、8：2 FTOH、10:2 FTOH、MeFOSA、MeFOSE、EtFOSA、EtFOSE）、あるいは粒子状物質に高い親和性を持つイオン性PFAS（PFOA、PFOS、PFNA、PFHxS、PFBAなど）は、最初の排出源から遠方に移動し、最終的には表土に堆積される可能性がある[182，183]（図3参照）。

Rankinらのブレイクスルー研究は、人間の直接的な活動がない、すべての大陸を代表する62の異なる場所の表面土壌におけるPFASの発生を評価し、したがって、土壌区画におけるバックグラウンド値の重要な基準となるものであった。

PFSA（PFHxS、PFOS、PFDS）はLOQ未満から3270 pg/g dwの範囲で、ほとんどの試料で検出された。追加分析により、PFOAとPFOSが最も頻繁に検出される化合物であり、それぞれ最大2670 pg/g dwと3100 pg/g dwであったことが明らかになった。

著者らは、いくつかのPFASが異なる国々に広く分布し、明白な人間活動がない場合でも検出可能なレベルに達しており、おそらく長距離輸送と逆堆積のメカニズムによるものと結論付けた[184]。

同様のメカニズムが、点源からのPFAS物質の輸送も引き起こすことは、中国の阜新にある2つのフッ素樹脂製造パークの周辺地域でPFAS化合物の組成と分布が分析されたChenらの研究によって証明されている。予想通り、工場近くのPFAS濃度は、工場から遠く離れた場所で検出された濃度よりも1-2桁高く、2.4から240 ng/g dwの範囲であった。

PFBAとPFHpAがすべての土壌サンプルで最も多く、8:2 FTUCAとFTOHsは1つの工場の近くでのみ検出された。著者らは、土壌中のPFHpAは、FTOHsが直接放出されたのではなく、FTOHsの生体内変換過程に由来するのではないかと仮定している。

著者らはまた、点源に近い植物の葉のPFBA（14,000 ng/g dwまで）、PFOA（1500 ng/g dwまで）、PFOS（930 ng/g dwまで）のレベルが、それぞれの土壌サンプルのレベルよりはるかに高く、これらの物質が広範囲に取り込まれて生物濃縮されていることも観察した[185]。

別の最近の研究では、Gallowayらは、オハイオ州とウェストバージニア州のフッ素樹脂製造施設に近い地域の地表水と土壌試料におけるPFOAとその代替物質の存在を分析した。ここで、著者らは、2016年と2018年の土壌サンプルにおいて、5から27ng/gの範囲で検出可能なレベルのPFOAを発見したが、5つの異なる部位でLOQを超える（PFOA濃度よりも約1桁低いが）HFPO-DAの濃度も発見し、土壌マトリックスの長期的な汚染を示唆した[186]。

AFFFsの排出による土壌中のPFASの発生状況

多くの研究が、AFFF含有製品の意図的または偶発的な環境中への放出に伴う表層土壌中のPFASの発生を評価している[187,188]（図3参照）。

これらの調査や他の調査から、一般的にC4-C8炭素鎖長のペルフルオロ酢酸塩が、AFFFの影響を受けた場所の土壌サンプルで明らかに多く観察され、PFOSとPFOAは、土壌汚染の実体によって6500μg/kgという高い濃度に達している。

注目すべきは、この種の汚染について2つの重要な側面が明らかになったことである。実際、あるケースでは、AFFF製剤に含まれるPFAA前駆体が、地下に数十年滞留する間に、種分化、酸化、生物変換のメカニズムによって、他の前駆体とPFAAに変化したことがデータから示された[150]。

さらに、他のデータでは、土壌汚染の程度が地表下に浸透するPFASの実体に影響を与える可能性があることも示された。低影響サイトでは、深さ0-2 mtの間で測定可能なPFOSレベルがあったが、高影響サイトでは、土壌汚染が表面下4 mtまで広がっており、異なる減衰と輸送のメカニズムを示唆している[189]。

灌漑用水を通じた土壌中のPFASの存在

また、汚染された灌漑用水の使用に着目し、この水源が農業用土壌、ひいては人間の食卓を構成する植物や野菜に影響を与える可能性があることを明らかにした著者もいる（図3参照）。

例えば、最近の研究では、2013年から2017年にかけて韓国の洛東江の汚染状況を評価し、年平均濃度0.026～0.112µg/L（灌漑用水）および0.818～1.364µg/L（土壌）でPFOAとPFOSが存在し、カリフォルニア州OEHHAによる内陸地下水に対する勧告ガイドラインを超えていたことが明らかにされた。

著者らはまた、葉野菜，果物，米を含む6種類の食用作物から適切な濃度のPFOAとPFOSが検出され、その取り込みがヒトのPFAS曝露に大きく寄与していることを記録した[190]。

一貫して、他のデータは、中国のFIPのようにフッ素化学施設に近接した場所にある農業のための汚染された地下水の使用が、自家製の野菜や卵に悪影響を与え、高濃度のPFBA、PFBSおよびPFOAをもたらすことを示唆している[141]。

バイオソリッド施用による土壌中のPFASの発生状況

灌漑用水の使用とは別に、人間の食料源に直接影響を与える可能性のあるPFASによる土壌汚染のもう一つの重要な原因は、バイオソリッド（すなわち、WWTPから生じる汚泥）または農業目的の肥料の適用に由来する（図3参照）。

この点に関して、ごく最近の推定では、ヨーロッパの土壌に毎年約450万トンのバイオソリッドが施用されているのに対し、アメリカではその量が約700万トンという驚くべき値に達している[191,192]。

残念ながら、廃水処理は、PFCAとPFSA化合物を効率的に除去することができず、潜在的にポリフッ化物質の異なるPFAAへの変換を促進し、さらに残留スラッジの固相にPFASの蓄積を誘発する可能性がある[193,194]。

農地の改良のためのバイオソリッドの使用は、広く普及しており、土壌汚染に対するその影響は、世界中で文書化されている。例えば、Washingtonらは、アラバマ州ディケーター（米国）近郊の地域に注目し、汚泥施用の有無による土壌サンプル中のPFASの濃度を比較した。

ここでは、汚染された汚泥を受け入れた表面土壌サンプルにおいて、より高いPFAS濃度が見られ、総濃度は約5μg/g dwに達し、FTOHsがさらなるPFASコンジェナーへと分解することも明らかにされた[195]。

別の研究において、Higginsのグループは、自治体のバイオソリッドで増強された異なる農業土壌サンプルを評価し、PFOSが2〜483ng/gの濃度で支配的なPFCであり、バイオソリッドの負荷率の程度に比例して増加したいくつかのPFAS物質の存在を実証した[196]。

より最近の調査では、レガシーPFASに加えて、新しい代替物質が汚泥、土壌、改良された農地で栽培された野菜から検出され始めていることが示されている。この点に関して、Semeradらは、チェコ共和国のWWTPからの多くのサンプルを評価し、下水汚泥中のPFAS含有量が高く、総濃度は9329.9 ng/gまで、PFOSが明らかに多く（サンプルの〜60%で検出）、GenXなどの短鎖PFAS代替物がサンプルの〜20%で発生していることを明らかにした。

汚泥を改良した土壌と施肥された農地で栽培された野菜の予測理論濃度は、前者では同レベル、後者では特にセロリの新芽とレタスの葉の場合に著しく高い値となった[16]。

PFASの陸上生物への影響と人体への曝露について

土壌に沈着したPFAS物質は、その後、地下水に浸出し、表流水域に移動し、あるいは植物、陸上生物、家畜、人間の食事の主要な食料源である農産物などの陸上食物網に入り、環境を介して人間の暴露に大きく寄与する[74,146]。

蓄積された証拠は、PFASの土壌含有量が植物における生物濃縮率と直接相関することを示唆しており、これは、PFAS物質の特定の化学、植物種、標的器官（例えば、根、葉）およびPFAS生物学的利用能に影響を及ぼす生物学的要因（例えば、温度、塩分、pH変化、有機炭素の含有量）の発生によって規定される[72]。

この点で、PFOA、PFOSおよび他のPFCAまたはPFSAの同族体が、世界中で最も広く調査されている化合物であるが[197,198,199]、FTOHs、FOSAs、FOSEsおよびFTAsなどの他の物質も重汚染サイトで検出されている[200,201]。

陸上無脊椎動物への影響は、最近の研究で報告されている。PFASの蓄積と影響が、PFNA、PFHxS、PFHpA、PFBSを含むスパイクドソイルにさらされたミミズEisenia fetidiで調査され、バックグラウンド、バイオソリッド改良、工業的汚染土壌で通常見られるレベルを反映する。

その結果、一部のPFASは比較的低い曝露量でもミミズに効率的に取り込まれることがわかった。より詳細には、PFNAの土壌濃度が0.1µg/Kgと低い場合、ミミズ濃度は13µg/Kgとなり、PFNAとPFHxSを含む土壌を1µg/Kg暴露すると、ミミズ濃度はそれぞれ32と34µg/Kgになった。

10µg/KgのPFAs土壌汚染から、PFBSとPFHpAも顕著に取り込まれるようになった。注目すべきは、著者らはPFASの土壌濃度が10万μg/Kg未満では、ミミズの生存や体重減少に明らかな影響を観察しなかったが、より長い曝露時間では悪影響を排除できないとも推測していることである[202]。

別の研究において、Zhangらは、温室で21日間栽培し、異なる濃度の化合物に暴露した水生大草Juncus effususにおける8種類のPFAAsの生物蓄積を研究することにより、植物-土壌-水システムにおけるPFAS物質の分布を調査した。

ここで、著者らは、PFAA炭素鎖長の増加および暴露時間の増加に伴い、根および芽への取り込みが促進される傾向を観察した。また、PFSAはPFCAよりも効率的に取り込まれ、長鎖PFAAは短鎖PFAAよりも根および芽において高濃度に達し、総じて21日間で全PFAAの82.8%が土壌および植物に移行したと結論付けられた。

重要なことは、このシステムに関連する微生物群集の16 sリボソームDNAの配列決定によって、著者らは、対照群の細菌群集は PFAAで処理した群よりも多様性と豊かさが高く、その影響によって細菌群集の種構成と構造が用量依存的に変化することを見出した[203]。

要約すると、これらのデータは、PFASが世界中の多種多様な地域の土壌から検出され、主要な放出源から大きく離れた遠隔地でも検出されることを明確に示している。PFASの土壌汚染の潜在的な長期的影響は、大気、飲料水貯水池、野菜などの他の食物源にPFASを再分配させる複数の暴露経路のために、人間の健康にとって極めて重要である。

また、陸生生物や植物に対する深刻な生態毒性学的影響も想定されるが、PFASの環境動態と毒性の相互関係を理解するためには、特にサイト特有の要因やその他の環境条件の相対的影響に重点を置いた、さらなる調査が必要である。

3. PFAS Human Exposure and the Potential Effects for Human Health

複数の暴露経路が、一次または二次発生源からのPFASの排出を、専門職従事者や一般住民に代表される人間の受容体に結びつけることができることはよく認識されている。最も関連性の高い暴露経路には、空気や粉塵粒子の吸入、汚染された食物や飲料水の摂取、経皮吸着がある[204]。

私たちの理解にはいくつかのギャップがあるものの、一般的に、食事による摂取と飲料水の摂取が一般人の主要な経路であることが認められている[205,206]が、一方で、吸入と経皮の接触が職業上の暴露の場合にはるかに関連していることが相対的に受け入れられている[207,208,209]。

また、PFOS、PFOA、PFNAおよびPFHxSは、現在ヒトへの暴露に最も寄与しているPFAS種であると考えられており、その理由から、欧州食品安全機関（EFSA）によって2020年に一日の摂取量を制限する暫定措置が提案された[75]。

PFAS物質は、それらがヒトのターゲットと接触することができる特定の曝露経路にかかわらず、潜在的に発生、脂質代謝および内分泌系における変化、がん原性、免疫毒性、肝毒性および生殖毒性を誘発するヒトの健康に対する深刻な懸念を示している。

PFASのリスク評価に関して、EFSA CONTAMパネルは、2018年にPFOAとPFOSの健康ベースのガイダンス値を導き出すために、疫学研究のデータを含めた最初の国際科学団体となった。PFOSの重要な影響として、成人では血中総コレステロールの上昇、小児では予防接種に対する抗体反応の低下が確認された。

一方、PFOAの重要な影響は、血中総コレステロールの上昇だった。また、出生時体重の減少（両薬品とも）、肝臓の酵素であるアラニンアミノトランスフェラーゼ（ALT）の血中濃度の上昇（PFOA）の発生率も考慮された。PFOSおよびPFOAの血清レベルのベンチマークモデルを作成し、関連する1日摂取量を推定した結果，PFOSは週13 ng/kg体重，PFOAは週6 ng/kg体重の耐容週摂取量（TWI）が設定された。

また、両化学物質への人口のかなりの割合の曝露が、提案されたTWI EFSA(2018) Risk to human health related to the presence of PFOS and PFOA in food[210]を超えていることが観察された。

ATSDR（Agency for Toxic Substances and Disease Registry 2018）も、PFASに曝露したヒトの健康への悪影響のリストに、ワクチンに対する抗体反応の低下（PFOA，PFOS，PFHxS，PFDA）および喘息診断のリスク増加（PFOA）を含めている（ATSDR Toxicological Profile for Perfluoroalkyls）。

さらに、国際がん研究機関（IARC）は、PFOAを「ヒトに対して発がん性があるかもしれない」（グループ2B）と分類した。これは、精巣がんや腎臓がんを引き起こすかもしれないというヒトでの限られた証拠と、動物実験での限られたデータに基づいている[211]。

*

PFASが健康に幅広い悪影響を及ぼす可能性は、曝露条件（用量／濃度、期間、曝露経路など）および曝露対象に関連する特性（例えば、年齢、性別、民族性、健康状態、遺伝的素因）などの様々な要因に依存する[212]。

女性および男性においてPFASによって影響を受ける生物学的機能のリストは、急速に拡大している。内分泌かく乱作用は、生殖能力、体重コントロール、甲状腺および乳腺の機能に影響を与えることが報告されている。発育への影響は、子供の行動変化や思春期の促進、また生まれたばかりの子供の体重減少などでも観察されている。腎臓がん、前立腺がん、精巣がんのリスク上昇は、コレステロール代謝の障害や感染症に対する免疫システムの効率低下と並んで、一般集団におけるPFASへの長期暴露と関連している。

*

このことを説明するために、以下の段落では、過去10年間に発表された最近の試験管内試験、生体内試験および疫学的研究のいくつかを取り上げ、PFAS化合物が引き起こす悪影響についてより詳細に説明することにする。

3.1.PFASの影響に関する試験管内研究

PFASの毒性影響に関する試験管内試験研究（2010年以降に発表）の一部を表4にまとめている。発表された試験管内試験研究の大部分は、PFOAおよび/またはPFOSの影響を調査しており、観察された主な影響は、甲状腺[213,214,215,216]および肝細胞[217,218,219,220,221]に対するものであった。

甲状腺細胞を異なるPFASに試験管内試験で暴露すると、さまざまな甲状腺破壊作用があることが示された。Contiら(2020)は、甲状腺濾胞細胞を1-100 mMのPFOSまたはPFOAに暴露し、両物質はFRTL-5甲状腺細胞によるヨウ化物蓄積を急性かつ可逆的に阻害すると結論づけた。

さらに、PFOSはヨウ化ナトリウムシムポータを介したヨウ素の取り込みを阻害し、ヨウ素含有細胞の細胞内ヨウ素濃度を低下させた。しかし、この物質は甲状腺細胞からのヨウ化物排出には影響を与えなかった[213]。さらに、Songら(2012)は、異なる濃度のPFOSとPFOAに曝露した後、FTC-238/hrTPO/RSK008細胞におけるTPO活性の減少を記録した[214]。

105nMのPFOA/PFOS濃度では、ラット甲状腺細胞株-5（FRTL-5）において有意な細胞増殖の阻害が見られ、これは主に細胞死の増加により発生したものであった。また、この研究の結果は、PFOAとPFOSが勾配に基づく受動拡散メカニズムによって甲状腺細胞に入ることを示唆した[215]。

Croceら(2019)は、PFOS，ペルフルオロブタンスルホン酸（PFBS），ペルフルオロブタン酸（PFBA），ペルフルオロホスホン酸（PFPA）およびペルフルオロペンタン酸（PFPeA）などの異なる長鎖および短鎖PFASが、同じ細胞株（FRTL-5）に、種々の濃度（100μMまで）で与える影響を調査した。

しかし、PFOS（100μM）を除けば、長鎖および短鎖のPFCは細胞の生存に影響を与えず、cAMP合成を阻害しなかった。その結果、著者らは、短鎖PFCは試験管内試験の甲状腺細胞に急性細胞毒性作用を及ぼさないという結論に至った[216]。

表4　ポリフルオロアルキル物質（PFAS）の毒性に関する試験管内試験（2010年以降に発表されたもの）の抜粋。

セルタイプ	物質	処理濃度	インキュベーション時間	効果	参考までに。
甲状腺濾胞細胞	PFOS * PFOA	PFOSまたはPFOA(1-100 mM)	細胞毒性：1時間	PFOAではなくPFOSは、FRTL-5甲状腺細胞およびヨウ化ナトリウムシンポータ（NIS）を一過性に発現させたHEK-293細胞によるヨウ化物蓄積を急性かつ可逆的に阻害することがわかった PFOSはNISを介したヨウ素の取り込みを阻害し、ヨウ素含有細胞の細胞内ヨウ素濃度を低下させ、NIS阻害剤過塩素酸塩の効果を模倣していた PFOSは甲状腺細胞からのヨウ化物排出に影響を与えなかった	(Conti,Strazzeri,and Rhoden 2020)[213]。
FTC-238/hrTPO/RSK008細胞	PFOS * PFOA	10-9,10-8,10-7,10-6,10-5,10-4 M	/	TPO活性の低下	(Song et al.,2012）[214]。
ラットサイロイドライン-5(FRTL-5)	PFOS * PFOA	1,10,102,103,104,および105nM	72 h	105nMのPFOA/PFOS濃度では、細胞死の増加を主因とする有意な細胞増殖阻害が確認された PFOAとPFOSは勾配に基づく受動拡散機構により甲状腺細胞に侵入する	(Coperchini et al.,2015）【215】。
ラットサイロイドライン-5(FRTL-5)	FOA、PFOS、ペルフルオロブタンスルホン酸、ペルフルオロブタン酸 * ペルフルオロブタン酸（PFBS）、ペルフルオロブタン酸（PFBA）、ペンタフルオロプロピオン酸無水物（PFPA）、ペルフルオロペンタン酸（PFPeA）。 * (PFPeA)	0.0001;0.001;0.01;0.1;1;100μM	24 h	長鎖および短鎖PFCのいずれも、細胞生存率に影響を与えず（PFOS 100μMは別）、cAMP産生を妨げなかった 短鎖型PFCは試験管内試験では甲状腺細胞に急性細胞毒性はない	(Croce et al. 2019) * [216]
ヒト肝細胞株(HepG2)	ペルフルオロヘキサンスルホン酸（PFHxS）。 * パーフルオロオクタンスルホン酸（PFOS）、パーフルオロオクタン酸（PFOA）、パーフルオロノナン酸（PFNA）、パーフルオロデカン酸（PFDA）、パーフルオロウンデカン酸（PFUnA）、パーフルオロドデカン酸（PFD）、パーフルオロオクタン酸（PFOA）。 * (PFDA）、ペルフルオロウンデカン酸（PFUnA）、ペルフルオロドデカン酸（PFDoA）などがある。	2×10-7,1×10-6,2×10-6,1×10-5,2×10-5 M	24 h	PFDoAを除き、他のPFASはすべて活性酸素の発生を増加させた PFHxSとPFUnAでは、観察された活性酸素の増加は用量依存的であった。 PFOAに暴露された細胞は、溶媒対照と比較して有意に総抗酸化能（TAC）が低下した。一方，PFOSとPFDoAではTACの低下傾向は有意ではなく、PFHxS，PFNAおよびPFUnAでは上昇傾向が認められた。	(Wielsøe et al.,2015). * [218]
ヒト胚性肝L-02細胞	PFOS	0,50,100,150,200,または 250μmol/L	24時間または48時間	細胞活性を低下させ、濃度依存的に活性酸素レベルを上昇させた。 ミトコンドリア膜電位（MMP）を低下させ、オートファジーおよびアポトーシスを誘導する。 Bax、cleaved-caspase-3、LC3-IIの発現が亢進している。 オートファジーの誘導、MMPの減少、Bcl-2、p62、Bcl-2/Bax比の低下。 PFOSによるL-02細胞のアポトーシスに活性酸素によるオートファジーが関与していること	(Zengら、2021）【219】。
ヒトHepaRG肝細胞	PFOA、PFOS、パーフルオロノナン酸(PFNA)	6.25,12.5,25,50,100,200,400μM	6,24,72時間	すべてのPFASは細胞内のトリグリセリドレベルの上昇を誘導したが、コレステロールレベルには影響を与えなかった PFOA、PFOS、PFNAはトリグリセリド値を増加させ、コレステロール生成遺伝子の発現を抑制する PFASは小胞体ストレスを引き起こすが、これはこれらの化学物質の毒性作用の根底にある重要なメカニズムである可能性がある。	(Louisse et al.,2020）【220】。
HepaRG細胞株	PFOS * PFOA	100,250,500,750μM PFOA * 50,100,250,500μM PFOS	/	HepaRG細胞のコレステロールレベルは、PFOAおよびPFOSの影響を受けなかった。 両者とも多くの胆汁酸の合成を強く低下させた コレステロールや胆汁酸の合成、代謝、輸送に関与する多数の遺伝子の発現は、10µM以上の濃度でPFOAとPFOSの影響を強く受けていることがわかった いずれの物質も、コレステロールから胆汁酸を合成する際の律速段階を触媒する重要な酵素であるCYP7A1を、タンパク質レベルおよび遺伝子発現レベルの両方で強く減少させた どちらの物質も胆管腔の拡張をもたらした	Behrら、2021）【221】。
ニューロン	PFOS * PFOA	30-300µM	30分	PFOSとPFOAの両方が培養神経細胞に蓄積し、細胞内カルシウム貯蔵量の放出を通じてカルシウム濃度を上昇させる可能性がある。 1,4,5-三リン酸受容体（IP3R）およびリアノジン受容体（RyR）がPFOSまたはPFOAによるカルシウム貯蔵室からのカルシウム放出に関与していることが判明した 細胞内貯蔵物からのカルシウム放出は、PFOSまたはPFOAによるカルシウムのホメオスタシスの乱れを部分的に説明すると思われる	(Liu et al.,2011）【222】。
ラット大脳皮質初代培養物とhiPSC由来神経細胞共培養物	PFOS * PFOA	0.01,0.1,1,10,100µM	/	PFOSおよびPFOAはGABA誘発電流を阻害し、非競合的なヒトGABAA受容体拮抗薬として作用することが明らかになった PFOS曝露後のラット初代皮質培養物のネットワーク活性の上昇(LOEC 100µM)	(Tukker et al.,2020）【223】。
ラット海馬の初代神経細胞とアストロサイト * アストロサイト	PFOS	25,50,75,100,125μM（神経細胞用 * 15,25,50, 75,100μM（アストロサイト用	24 h	ラット海馬初代神経細胞におけるレドックス不均衡、アポトーシス増加、オートファジー異常。 アストロサイトにおいて：細胞外のグルタミン酸およびグルタミン濃度の変化、グルタミン合成酵素活性の低下、ならびにグルタミン酸-グルタミンサイクルにおけるグルタミン合成酵素、グルタミン酸トランスポーターおよびグルタミントランスポーターの遺伝子発現の低下	(Li et al.,2017）【224】。
初代ラット胚性神経幹細胞（NSCs）	PFOS	12.5-100 nM	48 h	神経細胞分化の促進 CNPase陽性細胞の増加により、オリゴデンドロサイトの分化が促進されることを指摘。 PPARαやPPARδの遺伝子に変化はなく、PPARγがアップレギュレートされている。 アップレギュレートされたミトコンドリア・アンカップリングプロテイン2(UCP2) 誘導性Ca2+活性	(Wan Ibrahim et al.,2013)[225]。
ラット初代神経細胞および神経幹細胞(NSC)	PFOS * PFOA	1～250μM	24 h	初代神経細胞における細胞の生存率および増殖に影響を与えない。 PFOS曝露により、試験した最低濃度（1-100μM）においてNSCの増殖が増加した。 PFOSとPFOAは、NSC由来の神経細胞の形態的変化を引き起こした。1μMおよび10μMのPFOAに曝露すると、神経突起ネットワークにも影響を与え、細胞あたりの突起と分岐の数が増加した未熟な脳を模倣したNSCは、一次ニューロンよりも明らかにPFOSおよびPFOA曝露に敏感であることが判明した	(ピエロザンとカールソン2021) * [226]
ラット胎児精巣または * 成体ラットの精細管セグメント（ステージVII-VIII)	PFOA	0-100μg/mL	24 h	cAMP，プロゲステロン，テストステロンおよびStARの発現量は、PFOA 50および100μg/mLで有意に減少した。PFOAは、成体ラット精巣の2倍体細胞、増殖細胞、減数分裂I期細胞およびG2/M期細胞の量を減少させることにより、細胞集団に有意な影響を及ぼした PFOAは、胎児、増殖中、成体ラットのセルトリ細胞に影響を与えなかったが、胎児ライディッヒ細胞ではアポトーシスの増加傾向が観察された	(Eggertら、2019）【227】。
MCF-7、H295R、LNCaP、MDA-kb2などのヒト細胞株は	PFOA、PFOS、およびペルフルオロヘキサンスルホン酸（PFHxS）を含む6つの代替物のうち。 * パーフルオロブタンスルホン酸（PFBS）、パーフルオロヘキサン酸（PFHxA）、パーフルオロブタン酸（PFBA）、アンモニウ * パーフルオロ（2-メチル-3-オキサヘキサノエート）（PMOH）、3H-パーフルオロ-3-[（3-メトキシプロポキシ）プロパン酸]（PMPP）などがある。 * (PMPP)	各濃度	24時間後にHEK293T細胞、LNCaP細胞、MDA-kb2細胞で細胞毒性を測定したところ * HEK293T、LNCaP、MDA-kb2細胞では24時間、MC-7細胞では6日間、H295R細胞では48時間、細胞毒性を評価した。 * MCF-7細胞では6日間、H295R細胞では48時間。	PFOA、PFOSおよびPMOHは17β-エストラジオール刺激エストロゲン受容体β活性を増強し、PFOS、PMOH、PFHxAおよびPFBAはジヒドロテストステロンの刺激アンドロゲン受容体活性を増強した。 PFOAとPFOSはエストロン分泌をわずかに促進し、プロゲステロン分泌はPFOAによってわずかに増加した。 これらの効果はすべて、10μM以上の濃度でのみ観察された。	(Behr et al.,2018) * [228]

いくつかの試験管内試験研究では、異なる肝細胞株における酸化ストレスの発生[218,219]、アポトーシス/オートファジー[219]、コレステロール/胆汁酸レベル[221]を調べることにより、PFASの肝毒性を調査している。

PFOS、PFOA、PFHxS、PFNA、PFDA、PFUnA、およびPFDoAが同じ細胞株(HepG2)に与える影響も検証されている。ここでは、PFHxS，PFOA，PFOS，およびPFNAは、用量依存的にDNAを増加させた。

PFDoAを除いて、他のすべてのPFASは活性酸素の生成を上昇させた。PFOAに暴露された細胞は、コントロールと比較して総抗酸化能（TAC）が有意に低下したが、PFOSとPFDoAではTACの低下傾向は有意ではなく、PFHxS、PFNA、PFUnAでは増加傾向であった[218]。

他の研究は、異なる肝細胞におけるPFOA/PFOSと酸化ストレス/アポトーシスとの関連についても調査した。Zengら(2021)は、ヒト胚肝臓L-02細胞に対するPFOSの影響を試験した。細胞活性の低下が観察され、また、濃度依存的に活性酸素レベルが上昇した。

ミトコンドリア膜電位（MMP）の低下、オートファジーおよびアポトーシスの上昇が、Bax、cleaved-caspase-3、LC3-IIの発現上昇とともに観察された。著者らは、活性酸素依存性のオートファジーがL-02細胞におけるPFOS誘発性アポトーシスの原因であるかもしれないと結論づけた[219]。

PFAS誘発性肝損傷の根底にある他のメカニズムもまた調査された。ヒトHepaRG肝細胞を、PFOA、PFOS、および(PFNA)でさまざまな用量で処理した。すべてのPFASは、細胞のトリグリセリドレベルを増加させたが、コレステロールレベルには影響を与えなかった。

HepaRG細胞では、PFOA、PFOSおよびPFNAは、コレステロール生成遺伝子の発現を抑制する一方で、トリグリセリドレベルを増加させた。著者らは、PFASによって誘発される小胞体ストレスが、これらの化合物によって引き起こされる有害作用のいくつかを支える本質的なメカニズムであるかもしれないと指摘した[220]。

同様に、Behrら(2021)は、PFOS/PFAS曝露の影響を調査し、同じ細胞株（HepaRG）のコレステロールレベルは、PFOAもPFOSも影響を受けないことを発見した。しかし、本研究では、両物質が多くの胆汁酸の合成を強く低下させた。

さらに、コレステロールと胆汁酸の合成，代謝および輸送に関与する多数の遺伝子の発現は、10μM以上の濃度でPFOAおよびPFOSに強く影響された。実際、PFOSとPFOAは、コレステロールから胆汁酸を合成する際の律速段階を触媒する重要な酵素であるCYP7A1を、タンパク質とmRNAの両方のレベルで強く減少させた。

どちらの物質も胆管の拡張を引き起こした[221]。

*

酸化ストレスとアポトーシス/オートファジーについても、PFASによる神経毒性に照らして検討した。Liら(2017)は、ラット海馬初代神経細胞とアストロサイトをPFOSに暴露し、酸化還元バランスの崩れ、アポトーシスの増加、オートファジーの異常などを引き起こした。

アストロサイトでは、PFOSは細胞外のグルタミン酸とグルタミン濃度を変化させ、グルタミン合成酵素活性を低下させ、グルタミン酸とグルタミンのトランスポーターだけでなくグルタミン合成酵素の遺伝子発現も損なった[224]。

他のPFASに関連した神経毒性メカニズムは、遺伝子発現レベルとカルシウムのホメオスタシスにおける干渉を含んでいた。Wan Ibrahimら(2013)は、ラット初代胚神経幹細胞（NSCs）に対するPFOSの影響を調査し、神経細胞分化の上昇を指摘した。

また、PPARαやPPARδ遺伝子には変化がなく、PPARγのアップレギュレーションが観察された。さらに、PFOSはミトコンドリアの脱共役タンパク質2（UCP2）をアップレギュレートし、Ca2+活性を誘導した[225]。

PFOSとPFOAの両方が、培養神経細胞に蓄積し、細胞内カルシウム貯蔵量の放出を介してカルシウム濃度を上昇させることがわかった。1,4,5-三リン酸受容体（IP3R）およびリアノジン受容体（RyR）がPFOSまたはPFOAによるカルシウム放出に関与し、カルシウムの恒常性の乱れを引き起こすことが明らかになった[222]。

また、PFOSおよびPFOAは、ラット大脳皮質初代培養におけるGABA誘発電流を阻害し、非競合的なヒトGABA-A受容体拮抗薬として作用することが明らかになった。ラット初代皮質培養のネットワーク活性は、PFOSへの曝露後に増加した[223]。

PierozanとKarlsson(2021)は、ラットの初代ニューロンとNSCに対するPFOSとPFOAの影響を研究した。一次ニューロンでは、細胞の生存率や増殖に影響はなかった。調査した最低濃度（1～100μM）では、PFOS曝露によりNSCの増殖が促進されたが、PFOSとPFOAはNSC由来のニューロンの形態を変化させた。

神経突起ネットワークは、1および10μMのPFOA曝露によって同様に影響を受け、細胞あたりの突起と分岐の数が増加した。著者らは、胚性脳を模倣したNSCは、ニューロンよりもPFOSおよびPFOA曝露に対して脆弱であると結論づけた[226]。

*

生殖機能に対するPFASの影響は、試験管内試験でも調査された。Eggertら(2019)は、0～100μg/mL PFOAの胎児ラット精巣および成体ラット精細管分節への影響を評価した。その結果、cAMP、プロゲステロン、テストステロン、StARの発現量が低下していることが明らかになった。

成体ラットの精巣では、PFOAにより2倍体細胞、増殖細胞、減数分裂細胞、G2/M期細胞の数が激減した。一方，PFOAは、胎児，増殖および成体ラットのセルトリ細胞には影響を与えなかった。一方、胎児のライディッヒ細胞は、アポトーシスに対する感受性が増加した[227]。

MCF-7、H295R、LNCaP、MDA-kb2PFOAなどのヒト細胞株をPFOSおよびPFHxS、PFBS、PFHxA、PFBA、PMOH、ADONAなど6種類の代替物質に暴露すると、PFOA、PFOS、PMOHAは17β-エストラジオールが刺激したエストロゲン受容体のβ活性を、PFOS、PMOHA、PFHxA、PFBAはジヒドロテストステロンの刺激を受けたアンドロゲン受容体の活性を高めることが明らかとなった。

PFOAとPFOSはエストロン分泌をわずかに促進し、プロゲステロン分泌はPFOAによってわずかに促進された。これらの効果はすべて10μM以上の濃度でのみ観察された[228]。

3.2.PFASの影響に関する生体内試験研究

PFASの暴露は、ほとんどがマウスとラットの有害な結果と関連しており、大半の研究はPFOS、PFOA、PFHxSの毒性を調査したものである。PFASの毒性影響を調査した生体内試験研究（2010年以降に発表されたもの）の一部を表5で示す。

表5　ポリフルオロアルキル物質（PFAS）の毒性に関する生体内試験研究（2010年以降に発表されたもの）を抜粋している

種類	物質	投与量と被ばく経路	露光時間	効果	参考までに。
ラッツ	PFOS	20または 100 ppm,食事による暴露	7日	肝臓パラメータの変化（肝臓重量の増加、血漿コレステロール、アラニンアミノトランスフェラーゼおよびトリグリセリドの減少、肝臓DNA濃度の減少および肝細胞細胞質CYP450濃度の増加、アシルCoA酸化酵素、CYP4A、CYP2BおよびCYP3Aの肝臓活性の増加、肝臓増殖指数の増加および肝臓アポトーシス指数の減少、肝細胞グリコーゲン誘発空孔の減少、中心葉肝細胞の肥大の増加。 甲状腺のパラメータ（組織学、アポトーシス、増殖）には影響がない。	(Elcombe et al.,2012). * [229]
マウス	PFOS	10 mg PFOS/kg b.w./day）、経口ガベジ	14日	肝臓の脂質および異種物質代謝における制御不能タンパク質 好中球の脱顆粒、ストレスに対する細胞応答、小胞体でのタンパク質処理に関連する糖タンパク質を16種類過剰発現させた	(D. Li et al.,2021)[230]。
マウス	PFOS	100μg/kgb.w./dayおよび1000μg/kgb.w./day、経口投与	2カ月	PFOSは肝臓、肺、腎臓、脾臓、心臓、脳に蓄積された その蓄積により、肝臓と心臓の辺縁部に障害が発生した PFOSは主に肝臓のグリセロリン脂質代謝およびスフィンゴ脂質代謝に影響を与えた。 セラミドをアップレギュレートし リゾホスファチジルコリン（LPC）は肝細胞のアポトーシスにつながる可能性がある。 肝臓のトリグリセリド（TG）含量が低下すると、エネルギー不足になり、肝臓の形態学的障害を引き起こす可能性がある。	(X. Li et al.,2021). * [231]
ラッツ	PFOA	5 mg/kg b.w./day、経口ガバメント法	28日	肝機能（GGT、ALT、AST、ALP）および腎機能（尿素、クレアチニン）の毒性バイオマーカーの増加 肝臓および腎臓組織における酵素性抗酸化物質（CAT、GPx、SOD）活性の低下 過酸化脂質および炎症性サイトカインIL-1βの増加 抗炎症サイトカインIL-10の減少	(オウミ、ベロ、オイレレ2021) * [232]
マウス	PFOA	1,5,10,20 mg/kg/day、経口ガバメント投与	10日	PFOA曝露レベルが高いほど、Rasal1発現の低下とともにDnmt1が増加する。 Rasal1の高メチル化、次いでHdac1,3、4の増加。 TGF-β、α-SMAのmRNA発現量の増加。	(ラシッドら、2020）。 * [233]
マウス	PFHxS	最大3mg/kg b.w./day、経口ガバメント投与	交配前、F0雄では少なくとも42日間、F0雌では妊娠期および授乳期まで投与。 * F1仔-離乳後14日間、直接投与。	適応的な肝細胞肥大、それに伴う血清コレステロールの減少、アルカリホスファターゼの増加（S. Changら、2018）。	(Chang et al.,2018) * [234]
ラッツ	PFHxS	0.05,5または * 25 mg/kg b.w./day、経口ガベージ法	妊娠7日目から生後22日目まで	PFHxSはダムと春の甲状腺ホルモン濃度を用量依存的に低下させた。 PFHxSは、TSH値、体重、組織、甲状腺のマーカー遺伝子の発現に変化を与えなかった	(Ramhøj et al.,2020). * [235]
マウス		6.1および9.1 mg/kg b.w.、経口ガベージ	生後10日目以降の新生児暴露	PFHxSはNMDA受容体を介したPKCs（αおよびδ）-ERK/AMPK経路で持続的な発達神経毒性およびGAP-43とCaMKIIのダウンレギュレーションを誘導していること 成体マウスで顕著な記憶障害	(シムとリー、2022) * [236]

PFOS曝露と肝脂質代謝の関連性が生体内試験で見出された。C57BL/6マウスを10 mg PFOS/kg b.w./dayで14日間経口投与したところ、肝臓の脂質および異種物質代謝に関与する241のタンパク質に制御異常が認められた。16の過剰発現した糖タンパク質は、好中球の脱顆粒、ストレスに対する細胞応答、および小胞体（ER）におけるタンパク質プロセッシングに関連していた[230]。

Liら(2021)はまた、100μg/kg b.w./dayおよび1000μg/kg b.w./dayを2カ月間経口摂取させた雌のBALB/cマウスの肝臓にPFOSが蓄積する能力を記録している。PFOSは、肺，腎臓，脾臓，心臓および脳にも蓄積し、肝臓および心臓の辺縁部に障害を引き起こした。

PFOSは主に肝臓のグリセロリン脂質代謝およびスフィンゴ脂質代謝に影響を及ぼした。セラミドやリゾホスファチジルコリン（LPC）が上昇し、肝細胞のアポトーシスを引き起こす可能性が示唆され、肝トリグリセリド（TG）量の減少は、エネルギー不足と肝形態の障害を引き起こす可能性がある[231]。

ラットを20または 100 ppmのPFOSに7日間食餌暴露した後、Elcombeら(2012)は、様々な肝臓パラメータにおける変化も指摘した（例,肝臓重量の増加、血漿コレステロール、アラニンアミノトランスフェラーゼおよびトリグリセリドの減少、肝細胞細胞質CYP450濃度の増加、アシルCoA酸化酵素、CYP4A、CYP2BおよびCYP3Aの肝活性の増加、肝増殖指数の増加および肝アポトーシス指数の減少)が認められた。しかし、前述の研究において、甲状腺のパラメータ（組織学、アポトーシス、増殖）は影響を受けていないわけではなかった[236]。

*

Owumiら(2021)は、PFOAの肝機能と腎機能を調査した。ラットをPFOA（5 mg/kg b.w./day）に28日間暴露したところ、肝機能（GGT、ALT、AST、ALP）および腎機能（尿素、クレアチニン）の上昇と毒性バイオマーカーの上昇が見られ、それに並行して肝および腎組織における酵素性抗酸化物質（CAT、GPx、SOD）活性の低下が認められたと述べている。

この研究では、ラットの肝臓と腎臓で過酸化脂質と炎症性サイトカインIL-1βの著しい増加が起こり、抗炎症サイトカイン、IL-10の減少も観察された[232]。

同様に、PFOAに曝露したマウスでは腎臓の損傷が見られた。Rashidら(2020)は、PFOA曝露レベルが高くなると、Rasal1発現の減少とともにDnmt1が増加することを指摘した。Rasal1の高メチル化（腎臓における線維芽細胞の活性化の初期指標）も観察され、次いで、いくつかの腎臓病で決定的に変化することが知られているクラスIおよびII HDACであるHdac1,3および4が増加した。さらに、TGF-βおよびα-SMAのmRNAレベルも有意に増加した[233]。

*

PFHxSの健康影響については、動物実験でも検討されている。F0およびF1 CD-1マウスに3 mg PFHxS/kg b.w./dayを経口投与したところ、1および3 mg/kg b.w./dayで生残数の減少が認められ、適応性肝細胞肥大、それに伴う血清コレステロールの減少およびアルカリホスファターゼの上昇が認められた[234]。

Ramhøjら(2020)は、妊娠7日目以降から生後22日目までラットに0.05,5または25 mg/kg b.w./日のPFHxSを投与した後、ダムと子供の両方で甲状腺ホルモンレベルの用量依存性の減少を観察したが、TSHレベル、体重、組織学、甲状腺マーカー遺伝子の発現には影響がなかった[235]。

PFHxSの他の神経毒性作用も調査されている。SimとLee(2022)は、PFHxSが、新生児期の曝露後のマウスにおいて、NMDA受容体を介したPKCs（および）-ERK/AMPK経路を介してGAP-43およびCaMKIIのダウンレギュレーションと同時に長期発達神経毒性を引き起こし、成体マウスにおいて有意な記憶障害をもたらすことを発見した[236]。

3.3.PFASの影響に関するヒトでの研究

PFASの毒性影響を調査したヒトでの研究（2010年以降に発表されたもの）の一部を表6に示す。

ヒトの研究の大部分は、PFAS濃度と脂質の状態、主にコレステロール値との間の関連性を調査し[237,238]、PFASとコレステロールの関連を遺伝子発現レベルで評価する研究も実施された[239]。

Eriksenら(2013)は、753人の個人におけるPFOS、PFAS、および総コレステロールの間に実質的な正の関係を発見したが、性別および糖尿病の有病率は、これら2つの物質とコレステロールの間の関連に影響を与えることが示唆された[237]。

Fletcherら(2013)は、血清PFOA濃度と全血中のコレステロール輸送に関与する遺伝子（NR1H2、NPC1、ABCG1）の発現レベルとの間に逆相関があることを観察した。PFOSとコレステロールの動員に関与する転写産物（NCEH1）には正の相関が、PFOSとコレステロールの輸送に関与する転写産物（NCEH2）には負の相関が見られた。この研究では、性差の影響も注目された[239]。

一方、Geigerら(2014)は、18歳以下の815人の参加者を含む研究において、年齢、性別、人種・民族、肥満度、年間世帯収入、身体活動、血清コチニン値に関わらず、血清PFOAとPFOSが総コレステロール値およびLDL-C値の高さと関連することを明らかにした。

PFOAとPFOSは、異常なHDL-Cとトリグリセリドレベルと実質的に関連することは示されなかった[238]。

表6　ポリフルオロアルキル物質（PFAS）の毒性に関するヒトでの研究（2010年以降に発表されたもの）を抜粋して掲載している

物質	人口	測定されたパラメータ	結果	参考までに。
PFOS * PFOA	デンマークの中年層 * 753人（男性663人、女性90人）。50-65歳の753人（男性663人、女性90人）、57,053人のデンマーク人コホート内にネストされている。	の血清レベル * 総コレステロール	PFOS、PFASと総コレステロール値との間に統計的に有意な正の相関がある。 PFOAおよびPFOSとコレステロールの関連は、性別および糖尿病有病者によって修飾された	(Eriksen et al.,2013). * [237]
PFOS * PFOA	全国健康・栄養調査1999-2008の18歳以下815名 * 1999-2008年版健康・栄養調査より	脂質異常症 * 総コレステロール170mg/dL以上、低比重リポ蛋白コレステロール（LDL-C）110mg/dL以上、高比重リポ蛋白コレステロー * HDL-C）＜40mg/dL、またはトリグリセリド＞150mg/dL。	血清中のPFOAおよびPFOSは、年齢、性別、人種、肥満度、世帯年収、身体活動、血清コチニン値とは無関係に、高総コレステロールおよびLDL-Cと有意に関連していた。 PFOAとPFOS-HDL-Cとトリグリセリド値の異常と有意な関連性なし。	(Geiger et al.,2014)【238】。
PFOS * PFOA	飲料水を通じてバックグラウンドレベルのPFOSと高濃度のPFOに曝された290人（男性144人+女性146人）が * 飲料水を介してPFOAに暴露された290人（男性144人+女性146人）。 * 20歳以上60歳未満	コレステロールの代謝に関わる遺伝子の発現 * 代謝	血清PFOA濃度とコレステロール輸送に関与する遺伝子（NR1H2、NPC1、ABCG1）の全血発現量との逆相関 PFOSとコレステロールの動員に関わる転写産物（NCEH1）との正の相関、コレステロールの輸送に関わる転写産物（NR1H3）との負の相関が見られた 男性（NPC1、ABCG1、PPARA）および女性（NR1H2発現）では、PFOAによりコレステロール輸送に関わるmRNAレベルの減少が見られた 女性におけるコレステロール動員転写産物（NCEH1）のレベルの上昇。 PFOSは、女性において、コレステロールの動員および輸送の両方に関与する遺伝子（NCEH1およびPPARA）の発現と正の相関があった	(Fletcher et al.,2013). * [239]
PFOA * PFOS PFHxS PFNA PFDA	2883名（非肥満1801名、肥満1082名）、年齢20歳以上。 * 20歳以上	肝機能パラメータAST、ALT、GGT、ALP、総ビリルビン(TB)	肥満の参加者のみ、アラニンアミノトランスフェラーゼ（ALT）がPFOA、PFHxS、PFNAと高い相関を示した PFOAとPFNAは肥満の参加者のγGGTと関連していた	(Jain and Ducatman 2019)。 * [240]
14 PFC	一般集団の健康な男性、年齢中央値19歳	総テストステロン（T）、エストラジオール（E）、性ホルモン結合グロブリン（SHBG）。 * 黄体形成ホルモン（LH）、卵胞刺激ホルモン（FSH）、インヒビンB、および * 精液サンプル分析	PFOSレベル-テストステロン、計算上の遊離テストステロン（FT）、遊離アンドロゲン指数（FAI）、T/LH、FAI/LH、FT/LHの比率と負の相関がある。 他のPFCsはPFOSより低いレベルで検出され、同じような関連性を示しなかった。 PFC濃度は精液の品質と有意な関連は見られなかった	(Joensen et al.,2013). * [241]
PFOA * PFOS PFHxS PFNA	男性1682名、女性12名 * 12歳から80歳までの 80歳	テストステロン（T）、甲状腺刺激ホルモン（TSH）、遊離および総トリヨードサイロニン（FT3、TT3）、サイロキシン（FT4、TT4）。 * 総トリヨードサイロニン（FT3、TT3）およびサイロキシン（FT4、TT4）。	PFASへの曝露は、成人女性におけるFT3、TT3およびFT4の上昇と関連する可能性がある。 思春期において、PFASは男性ではTSHの増加に、女性ではTSHの減少に関係している可能性がある。 どのモデルにおいても、PFASとTの間に有意な関係は観察されなかった	(Lewis,Johns,and Meeker 2015). * [242]
PFOS * PFOA	少年3076人、少女2931人 * 8歳～18歳の少女	被験者を思春期に達したかどうかで分類した。 * ホルモン値（男子では総量＞50ng/dL、遊離量＞5pg/mLのテストステロン、女子では20pg/mLのエストラジオール）または初経の開始のいずれかに基づいて思春期に達したと分類した。	男児では、PFOSの増加とともに思春期到達の確率が低下する（テストステロンが上昇する）関係があった（最高四分位と最低四分位の間に190日の遅れがあった）。 女子では、PFOAまたはPFOSの濃度が高いほど、初潮後のオッズが低下した（それぞれ130日、138日の遅れ）。	(Lopez-Espinosa et al.,2011). * [243]
PFOS * PFOA PFNA	子ども2292人（6〜9歳）	エストラジオール、総テストステロン * およびIGF-1	男児では、PFOA濃度はテストステロン値と、PFOSはエストラジオール、テストステロン、IGF-1と、PFNAはIGF-1と有意に関連していた。 女子では、PFOSとテストステロンおよびIGF-1、PFNAとIGF-1との間に有意な関連が認められた	(Lopez-Espinosa et al.,2016). * [244]
PFOS * PFOA	424組の母子家庭	エストロン（E1）、b-エストラジオール（E2）、エストリオール（E3）。 * 乳児：頭囲。 体重、体長	PFOSはE1およびE3と正の相関があったが、E2とは負の相関があった。 血清PFOAは血清E1と正の相関を示し、出生時の頭囲と負の相関を示した 血清E2は出生時の頭囲、体重、体長と負の相関があり、血清E3は体重と正の相関があった 血清E3は血清PFOSと体重の関係を媒介する PFASは妊娠中のエストロゲンホメオスタシスと胎児の成長に影響を与え、エストロゲンはPFASへの曝露と胎児の成長との関連を媒介する可能性がある。	(Wang et al.,2019) * [245]
PFOS * PFOA	47,092 * 大人	アラニントランスアミナーゼ（ALT）、γ-グルタミルトランスフェラーゼ（GGT）、直接ビリルビン	PFOAおよびPFOS濃度と肝細胞障害のマーカーである血清ALT値との間に正の相関がある。 ビリルビンとの関係は、PFOAが低濃度では上昇し、高濃度では再び下降するようだ。	(Gallo et al.,2012) * [246]
PFHpA * PFOA PFNA PFDA PFUnDA PFDoDA PFHxS PFOSA	70歳、75歳、80歳のスウェーデン人1002人（女性50%）。	ビリルビン、肝酵素であるアラニンアミノトランスフェラーゼ（ALT）、アルカリホスファターゼ（ALP）、γ-グルタミルトランスフェラーゼ（GGT）などがある。 * アルカリホスファターゼ（ALP）、γ-グルタミルトランスフェラーゼ（GGT）。	PFHpA、PFOA、PFNA、PFDA、PFUnDAとALPの正の相関関係 PFHpA、PFOA、PFNA、PFOSの濃度は、ALTの活性と正の相関があった PFAS濃度の変化は、GGTと正の相関を示し、循環ビリルビンの変化と逆の相関を示した	(Salihovic et al.,2018). * [30]
PFOS * PFOA PFHxS	PFASで飲料水が高濃度に汚染された自治体Ronnebyの3297名（暴露群）	甲状腺ホルモン値（年齢、性別、BMIを調整したもの	50歳以上の男性でPFASとfT4の間に正の相関がある以外、成人および高齢者ではPFASと甲状腺ホルモンの間に関連はない ロンネビー出身のプレティーン児童の甲状腺ホルモンレベルが参照群と比較して高いこと プレティーンの少年におけるPFAS濃度上昇とfT3低下、および10代男性におけるTSH低下との関連性を示す弱い証拠	(Y. Li et al.,2021). * [247]
PFOA * PFOS	健康な1歳児101名	ヘモフィルス・インフルエンザb型、破傷風、ジフテリアに対する抗体、インターフェロンγ、コレステロール	PFOS濃度ではなくPFOA濃度と、ヘモフィルス・インフルエンザb型、破傷風、ジフテリアに対するワクチン抗体の調整値との間に有意な関連性が認められた。 破傷風およびジフテリアトキソイドで刺激した生体外リンパ球のインターフェロンガンマ（IFN）産生とPFOAレベルの逆相関について PFOAおよびPFOSは、生後1年間の感染症およびコレステロール値に影響を及ぼさない	(エイブラハムら、2020) * [248]
PFOA * PFOS	1146人	5歳および7歳時における破傷風およびジフテリアに対する特異的IgG抗体の血清中濃度を測定した。	5歳および7歳の破傷風およびジフテリアに対する特異的IgG抗体の血清濃度について、PFOSおよびPFOAともに1ng/mLの近似BMDLを設定。 血清ベースの目標値として約0.1 ng/mLの基準濃度を提案	(Budtz-Jørgensenet al.,2018). * [249]
PFHxS、PFOS、PFOA、PFDA、PFNA	男性275名、女性349名が臨床検査に参加し、生後18カ月と5歳の時に血液を採取した。	5歳時に測定された破傷風およびジフテリアワクチンに対する血清中の抗体濃度。	出生前の曝露は5年後の抗体濃度と逆相関を示し、曝露が2倍高くなるごとに最大で約20%減少した 18カ月および5年後の血清濃度との関連はより弱かった。 生後3カ月と6カ月で推定された濃度は、5歳時点での抗体濃度と最も強い逆相関を示した。 共同解析では、乳幼児期のPFAS曝露量が2倍になるごとに、5歳時の破傷風抗体濃度が19-29%減少することが統計的に有意に示された。	(Grandjeanら、2017)。 * [250]
PFHxS、PFOA、PFOS、PFNA、PFDA。	516名	PFAS血清中濃度とジフテリアおよび破傷風に対する抗体濃度	ジフテリア抗体濃度は、13年後と7年後にPFAS濃度が高い場所で低下した。7年後のパーフルオロデカン酸（PFDA）と13年後のパーフルオロオクタン酸（PFOA）では関連が統計的に有意で、いずれも曝露量が2倍になるごとに約25%減少することを示唆した。 構造方程式モデルでは、7年後のPFAS曝露量が2倍になると、13年後のジフテリア抗体濃度が10～30%低下することが示された。	(Grandjeanら、2017) * [251]

他の研究は、PFAS濃度と甲状腺[242,247]や性ホルモン[245,247,248]などの異なるホルモンや、発育との関連性を調査した[243,245]。

一般集団の健康な男性における14種類のPFASのレベルと異なる性ホルモンや精液サンプルの質との関連を評価することによって、Joensenら(2013)は、PFOSレベルのみがテストステロン、計算上の遊離テストステロン（FT）、遊離アンドロゲン指数（FAI）とT/LH、FAI/LHおよびFT/LHの比率と負の関連を有することを見いだした。他のPFASはPFOSよりも低レベルで発見され、同じような関連性を示さなかった[241]。

また、Lewisら(2015)は、12歳から80歳の男女1682人のPFAS濃度を測定した結果、いずれのPFASもテストステロンとの間に有意な関係を見出せなかったという。PFASは、成人女性におけるFT3、TT3、FT4の増加と関連することが示唆された。著者らは、思春期において、PFASは、男性ではTSHの増加、女性ではTSHの減少と関連している可能性があり[242]、性特異的な影響を示唆していると結論づけた。

一方、Liら(2021)は、PFASによって飲料水が高度に汚染された自治体であるRonnebyの3297人（曝露群）の成人および高齢者において、PFASとfT4との正の関連を発見したが、50歳以上の男性ではPFASと正の関連を除いて関連がないことを明らかにした。

甲状腺ホルモン値は、対照群と比較して、Ronnebyのプレティーンの子供で高いことが観察された。PFASレベルの上昇とプレティーン少年におけるfT3の低下および思春期男性におけるTSHの低下の間の弱い証拠が見いだされた[247]。

*

Lopez-Espinosaら(2011)は、PFOSおよびPFOAが性的発達のマーカーと関連しているかどうかを調査することを目的とした。彼らの研究は、8～18歳の3076人の少年と2931人の少女を対象としている。少年については、PFOSの増加と思春期に達する確率の低下との間に関連性があった。女子のPFOAまたはPFOS濃度が高いことは、初経後のリスクの低さと関連していた[243]。

同じ研究者グループが、2292人の子どもを対象に、PFAS濃度とエストラジオール、総テストステロン、IGF-1との関連性を調査した。男児では、PFOA濃度はテストステロン値と実質的に関連し、PFOS濃度はエストラジオール、テストステロン、IGF-1と関連し、PFNA濃度はIGF-1と関連していた。PFOSとテストステロンおよびIGF-1、ならびにPFNAとIGF-1の間に、女子において有意な連関が発見された[244]。

さらに、Wangら(2019)は、424組の母親と乳児を調査した後、PFASは妊娠中のエストロゲンホメオスタシスと胎児の成長に影響を与える可能性があり、エストロゲンがPFAS曝露と胎児の成長の関係を媒介する可能性があると結論付けた[245]。

*

いくつかの研究では、PFAS曝露と肝機能との関連についても検討されている[31,251,252]。47,092人の成人参加者において、Galloら(2012)は、PFOAおよびPFOS濃度と血清ALT値との間に正の関連を見出した。一方、ビリルビンとの関係は、PFOAが低濃度では増加し、高濃度では減少するようであった[246]。

スウェーデンの1002人において、Salihovicら(2018)は、PFHpA、PFOA、PFNA、PFOS濃度とALT活性の正の関連だけでなく、PFHpA、PFOA、PFNA、PFDA、PFUnDAとALPの正の関連も発見している。

これらの著者らは、調査されたPFAS濃度の変化が、ガンマ・グルタミル・トランスフェラーゼ（GGT）レベルと正の相関を示し、循環ビリルビンの変化と逆の相関を示したことを指摘した[30]。

一方、JainとDucatmanは、2883人の参加者（非肥満1801人と肥満1082人）において、肝機能変化と様々なPFASとの関連性を調査した。その結果、アラニンアミノトランスフェラーゼ（ALT）はPFOA、PFHxS、PFNAと正の相関があり、肥満の被験者でのみ関連が見られる可能性があると結論づけた。一方、PFOAとPFNAはGGTと関連していた[240]。

疫学的研究は、特に母乳育児の場合、比較的高い曝露があり、免疫系の発達に伴ってより影響を受けやすくなる可能性を念頭に、PFASと早期乳児および小児のワクチン抗体産生の減少との関連を明らかにした。Abrahamら(2020)は、PFOSではなくPFOA濃度と、ヘモフィルスインフルエンザb型，破傷風，ジフテリアに対するワクチン抗体の調整値との間に有意な関連を見出し、有害事象観察濃度（NOAECs）はそれぞれ12.2，16.9，16.2μg/Lであった。さらに、破傷風およびジフテリアトキソイドで刺激した後の生体外リンパ球のインターフェロンガンマ（IFN-γ）産生に、PFOAレベルが逆相関することが示された[248]。

さらに、Budtz-Jorgensen EおよびGrandjean P(2018)は、アウトカムパラメータとして5歳および7歳の破傷風およびジフテリアに対する特異的IgG抗体の血清濃度について、PFOSおよびPFOAの両方について1ng／mLの近似BMDLを見いだした。これらの著者らは、血清ベースの目標値として約0.1 ng/mLの基準濃度を提案したが、これは、最も報告されているヒト血清PFAS濃度よりも低いレベルである[249]。

Grandjeanら(2017)は、PFASへの出生前の曝露が5年後の抗体濃度と逆の関係を持ち、生後3カ月と6カ月で測定した濃度は、特に破傷風について5年後の抗体濃度と最高の逆関係を持つことを発見した[250]。

同じ著者らは、5歳時のブースターワクチン接種後、13年と7年目にPFAS濃度が高くなるとジフテリア抗体濃度が低下することを発見した;相関は7年目のPFDAと13年目のPFOAで統計的に有意であり、暴露の各倍増に対して25%の減少を意味した[251]。

4.PFASが人の健康や環境に与える影響を緩和するための対策

4.1.PFASの使用を制限または禁止することを目的とした規制措置

過去と現在の証拠に照らして、PFAS物質が人の健康と環境に対する悪影響を最小化するために、複数のレベルで規制される必要があるという認識が広まり、一般的な合意が形成されつつある。この観点から、PFAS物質の規制に向けた最初のステップは 2000年にPFOSの主要メーカーの一つであるアメリカの企業3Mが、この物質とその関連化合物の段階的廃止を発表したときに起こった[252]。

この決定は、6年後に、PFOA、その前駆体およびより長い鎖状の炭素を持つ他のPFAS物質の排出と製品含有量を強く削減するという世界の主要フッ素化学メーカーの公約に続いた[253]。

欧州連合(EU)のレベルでは、高い難分解性と生物蓄積性を持つ物質の使用を制限するために2001年に締結された残留性有機汚染物質（POPs）に関するストックホルム条約により、ほとんどのPFOS使用と関連化合物の禁止につながった[254]。

2009年には、PFOSとその前駆体であるPFOSFの生産と使用も世界的に制限され[255]、2015年以降、PFOAとその塩、そして特定の条件下で他のPFAS種を生成する前駆体として作用する何百もの物質が、ストックホルム条約の附属書Bに漸次リスト化されてきた[256]。

個々のPFAS物質に焦点を当てたこれらの規制措置は、PFASの世界のメーカーに代替品を見つけるよう促し、その結果、PFBS、PFHxAあるいはPFHxSといった、より安全なプロファイルを持つとされる短鎖分子へと漸次シフトすることになった。

しかし、当初の想定とは異なり、これらの代替分子は、さまざまな環境区分にわたって残留し、移動性が高いため、野生生物や人間に対して依然として懸念を与えているという考え方を裏付ける証拠が増えてきている。さらに、いわゆるレガシーPFASが新しい代替物質に置き換わったことで、世界または国レベルでの特定の規制や長期的な生態毒性データのない他の物質が導入され、大きなギャップが生じている。

この点で、約12種類のPFASが、REACH規則（EC No 1907/2006）第59条10項に基づく高懸念物質（SVHC）の候補リストに含まれ、残留性、生体蓄積性、毒性（PBT）または残留性および生体蓄積性が非常に高い（vPvB）物質に関する付属書XIII基準を満たしていることは重要な言及となる。

さらに、PFOS、PFOA、PFNA、PFDA、APFOなど限られた数のPFASは、現在CLP規則（EC No 1272/2008）のEU分類・表示要件に従って分類されており、6：2 FTOHやPFHpAなど他のいくつかの化合物は近い将来、調和的分類が行われる予定である。

しかし、現在市場に出回っている膨大な数のPFASをカバーするには、これらの対策だけでは不十分であり、個々のPFASを対象とした規制対策は、他の規制されていないPFASへの置き換えを促進するだけで、ヒトや野生生物への影響を広範囲に評価しなければならないことは明白である。

これらの考察に基づき、また、個々のPFASを評価し規制するために必要となる膨大な努力に鑑みて、これらの分子はEUレベルで採択される包括的な立法措置を通じて物質群として規制される必要があるというコンセンサスが高まってきている。

この範囲では、ノルウェーとドイツがそれぞれPFHxSとその塩，およびPFHxAとその塩の規制案を示している一方で、欧州委員会（CE）からの特別な要請を受けて、欧州化学物質庁（ECHA）は、PFASのカテゴリー全体を対象とする包括的な立法措置を実施する予定だ[257]。

同様に、世界中の政府は、広範囲に分散した用途に関連するカテゴリー内のすべてのPFAS物質を対象とする広範な規制アプローチを採用するようになってきている。しかしながら、この点において、これらのカテゴリーにおけるPFASの本質的な用途を特定し、それぞれの特定のケースのリスクと利益を慎重に評価することが極めて重要であろう[258]。

これとは別に、2026年までに飲料水中のPFASのレベルは加盟国が設定する厳しいパラメータと品質基準に適合しなければならないと定義するEU指令2020/2184の場合のように、人間の消費を目的とする水資源を保護するための立法措置が欧州議会で採択されている。これらを総合すると、政策立案者と政府は、人の健康と環境を守るためにPFASの生産、使用、排出を規制する広範な措置が決定的に必要であるとの認識を強めていることが明らかである。

4.2.PFAS除去のための浄化技術

PFASが野生生物や人間にもたらすリスクに対する認識が高まる中、PFAS物質の物理化学的特性を利用した多くの処理技術が設計され、異なる環境区画に適用されてきた。原理的には、オンサイトとオフサイトの両方の方法を用いて、対象となる環境マトリックス中のPFASを固定化，変換，破壊することができるが、それらの大きな変動，代替手段の増加，費用対効果と環境影響に関する考慮により、有効な処理方法の数は、環境運命，変換経路，物理化学的特性がよく知られているPFAS（すなわち、PFOSとPFOA）一束に狭められている[8]。

人間の健康にとって水源が重要であることを考えると、努力の大部分は、歴史的に、地下水、飲料水、廃水および他の産業排水のような汚染された液体流からPFAS物質を隔離または除去する効果的な方法の開発に焦点を当ててきたが、後になって、関心は土壌浄化のための有効戦略の実施に向かって移動した[71,259]。

ここでは、PFAS浄化のための最も一般的な浄化技術のいくつかを簡単に紹介するが、より詳細な記述に興味のある読者は、他の優れたレビュー[8,73]を参照されたい。

4.2.1.PFAS汚染水処理のための浄化技術

飲料水源をPFAS汚染から守る必要性から、研究者は多くの異なるアプローチを開発し、ベンチスケールやフィールドスケールレベルで評価されていた。しかし、界面活性剤の特性とPFAS物質の安定性により、PFASの揮発に依存する方法（エアスパージングやバイオスパージングなど）はほとんど効果がなく、PFASの分解に依存する方法（化学酸化/還元や熱破壊など）は厳しい使用条件下でのみ有効であるとすぐに理解された。

このため、本格的な適用可能性、実証された効率、および費用対効果を考慮し、いくつかの技術が水流処理の主な選択肢として浮上してきたのである。その中でも、イオン交換樹脂（IER）や粒状活性炭（GAC）に基づく吸着プロセスや、逆浸透（RO）やナノろ過（NF）などのろ過技術は、最も一般的なものである[8]。

*

IERによるPFAS除去は、これらの物質の両親媒性の性質を利用し、適切なpH範囲において樹脂ポリマーの正電荷官能基とPFAS種（PFOAやPFOSなど）の負電荷頭部間の静電相互作用、および非極性炭素鎖尾部と樹脂バックボーンの疎水性相互作用の両方を含んでいる。その結果，PFASは高い選択性と効率で水相から固体マトリックスに移動する[260,261]。

前者は、飲料水システムで一般的に見られる低濃度のPFASをブレークスルーが発生するまで処理するのに適しており、後者は、高濃度のPFASを含む流れを処理するのに適している。この方法は、流入および流出由来の水流中の1兆分の1（ppt）から10億分の1（ppb）数百の濃度で存在する広範囲のPFASの除去に有効であることが示されている[262,263,264]。

疎水性相互作用の同様のメカニズムは、PFASによる水の汚染除去のために最も頻繁に使用される方法であるGAC吸着を介してPFAS除去を駆動する。文献からの証拠は、GACは破過が起こり始めるまでpptまたはppbの範囲で長鎖PFAS（PFOS、PFOAおよびPFNAなど）を効果的に除去することができる一方、一般的に低いGAC負荷容量と速い破過によって特徴付けられる短鎖PFASの場合にはあまり効果的ではないと示している[265,266,267,268]。

この技術の潜在的な欠点は、一定の頻度で活性炭を再生する必要性と、全体的な除去効率を低下させるかもしれない他の有機汚染物質の共起に代表されるものである。ROやNFなどの高度ろ過法は、加圧された水流がポリマー製の半透膜を強制的に通過する拡散プロセスに依存するエネルギー効率の高い技術である。

伝染処理された水は、このように汚染除去されるが、PFASは保持され濃縮されるため、その後の廃棄または処理が必要となる[269]。

ROとNFの両方が単独または組み合わせで、広い濃度範囲（0.5～1500mg/L）で90～99%を超える効率でPFOSを除去することが示されており[270,271]、長鎖および短鎖PFASへの適用性が良い[262,272]が、その使用に関連するコストが制限要因になるかもしれない。

これらの技術に加えて、他の方法もPFAS汚染水流を処理するために試験されているが、それらのいくつかは、まだフィールドスケールレベルで評価する必要があるか、または過酷な条件と他の試薬の高用量を必要とするものである。いくつかの例は、電気化学的酸化（オゾン、過硫酸アンモニウムまたは過酸化水素／フェントン試薬による）[273,274,275]、プラズマ処理（フリーラジカル種を生成する高電圧放電）[276]、超音波分解（高周波超音波による鉱物化）[277]および泡分別（空気と水の界面で形成される空気またはオゾン気泡へのPFASの隔離）[278]によって表わされる。

4.2.2.PFAS汚染土壌の処理に関する浄化技術

PFAS物質の両親媒性特性は、土壌粒子と堆積物へのPFASの吸着に大きく関わっている。このプロセスは、環境pH、土壌地球化学組成、有機炭素総量（主に腐植酸とフルボ酸）、タンパク質や糖類の存在、および鉄とアルミニウムの酸化物の含有量の影響を受ける[71]-[81]。

土壌中のPFAS物質を固定化、除去、または破壊するために、いくつかの浄化技術が開発され、試験されているが、他のものはまだ研究中であり、実験室からフィールド規模への完全な実装が必要である。これらは、固定化、土壌洗浄/フラッシュ、熱破壊/脱着、還元/酸化、ボールミリング、バイオレメディエーションを含む[279]。

固定化技術は、土壌に鉱物（改質粘土や活性炭など）または安定化剤（ポルトランドセメントなど）を添加し、PFASを吸収するか不透水層を形成し、地下水や間質土壌水への拡散を制限するものである[280]。

例えば、コロイド状活性炭の効果は、土壌の粘土含有量と正の相関があるが、全有機炭素含有量とは負の相関があり、最適な条件下で、PFOAに対して81%、6：2 FTSAに対して85%、PFHxSに対して86%の吸収効率をもたらすことが示されている[281]。

最近では、粉末活性炭（PAC）や改質粘土（Rembind®）を含むいくつかの添加剤が、ベンチスケールで、さまざまな鎖長や化学的性質のPFAS化合物を添加した土壌で試験された。その結果、14種類のPFASのうち13種類（PFBAを除く）の浸出性が、PAC（平均値70%）とRembind®（平均値94%）を添加した後に著しく減少することが分かった。

注目すべきは、PFOA、PFOS、PFNA、PFDA、PFHxS、6：2 FTSA、8：2 FTSA、FOSAなどの長鎖PFASの溶出性が2～3桁まで減少し（>99.0～99.9%）、将来の現場適用に有望であることを示している[280]。

土壌洗浄では、土壌を掘削し、大きな粒子径のものを除去し、その後、抽出剤で最も細かい粒子径のものを処理する必要がある[282]。対照的に、土壌洗浄では、物質の動員を必要とせず、むしろ現場での抽出液の注入とそれに続く回収を必要とする[283]。

PFOS、PFOA、または PFHxSのような水溶性の高いPFASは水溶化が可能であるが、疎水性の高い他のPFAS物質は超音波、有機溶媒の使用、キレート剤、酸または界面活性剤などの改良剤が必要な場合がある[284、285、286、287]。

PFOSに関して実施された2つの研究は、99%を超える除去効率を示し、砂質粘土土壌ではわずかに減少した（砂質土壌の存在下で99%の除去に対して94%）[279]。

潜在的な欠点は、大量の土壌の移動と他の処理方法の必要性、そして本格的な実施のための大きなコストと浄化のための長い時間である。最終的にPFASを破壊するプロセスも開発されている。その中でも、熱破壊は、350℃から900℃の範囲の熱の適用に基づくエネルギー集約的なプロセスであり、土壌物質からのPFAS脱着とガス流の形成をもたらし、その後、PFAS分解とスクラバーでのフッ化物原子の保持を引き起こすためにさらなる加熱（>1200℃）に沈められる[279，288]。

当初は、必要な熱を均一かつ費用対効果の高い方法で供給する技術的な限界のために、満足のいく効率でないことを特徴としたが、この技術は、9種類のPFASの混合物で汚染された土壌サンプルが徐々に加熱される最近のベンチスケール研究によって評価されるように徐々に改善されてきている。

PFCAsとFOSAを99%以上除去するには350℃で十分であり、PFSAs（PFHxS、PFOS）を同じ程度除去するには450℃が必要であることがわかった。550℃では、PFPeAの除去率は97%以上であったが、他のPFCAは71-93%しか除去されず、150-400℃の範囲で負の除去傾向を示したPFBAのような短鎖PFASを除いて、印加熱の実体と除去効率の間に正の相関関係を明らかにした[289]。

技術的な改善にもかかわらず、熱破壊／脱着は、インフラストラクチャに相当なコストを必要とする、環境に大きな影響を与える高価な方法である。先に述べたように、化学還元／酸化は、オンサイトまたはオフサイトで汚染プルームに反応性の高い化学物質を添加することに基づいている。

前者の場合、試薬は汚染の上流にある垂直注入井戸（地下水を保護する必要がある場合は下流の抽出井戸に連結）から導入され、後者の場合は試薬の均一な分散を促すために土壌を十分に混合する必要がある。この点に関して、以前の報告では、熱活性化過硫酸塩は、中程度の温度（20〜40℃）で、非常に低いpH条件で、PFOAを完全に分解できることが示されている[290]。

より環境に近い条件では、鉄活性化過硫酸塩が、照明付き無酸素条件下，室温で、PFOAを約64%分解することが最近判明した[291]。他の研究は、AFFFsで汚染された土壌の浄化に焦点を当てている。

最初の報告では、Britonらが、熱活性化過硫酸塩の除去効果を評価するために、2種類のAFFs製剤を混入した地下水と帯水層堆積物のバッチ実験を行った。ここで、酸性条件下で熱活性化した過硫酸塩は、フルオロテトラマー系とスルホンアミド系のPFAA前駆体をPFCAに変換し、最終的に無機化し、6：2 FtTAoSに著しい効果をもたらし、同じ著者による他の知見と一貫していた[292]。

対照的に、この処理は他のPFSA（すなわち、PFOSとPFHxS）に対しては効果が低く、フッ素含有量のマスバランス決定が不可能であることも明らかにした。著者らは、熱活性化過硫酸塩は、PFCAsまたはフルオロエステル系PFASを含むAFFFsで汚染された土壌の浄化に有用であるが、他のタイプのPFASの浄化には有用ではないと結論づけた[293]。

熱活性化過硫酸塩による浄化は、PFOSの場合、酸性条件と過硫酸塩の高用量下でも脱フッ素が不十分[294]または全く観察されないため、はるかに問題があるようだ[274,292]。

一般に、熱活性化過硫酸塩の使用には、短鎖PFCAを含む望ましくない副産物の生成や、酸性化による帯水層への重金属の動員など、いくつかの重要な欠点がある。したがって、PFOS除去における主要な改善は、化学物質を使用せずにUV生成溶媒和電子が効果的にPFOS還元的脱フッ素化を誘導する（同時に短鎖パーフルオロ酸を生成する）ことが判明した最近の研究[295]で証明された還元プロセスの使用から派生するかもしれない、この方法はPFOS含有AFFFs[296]にも適用したときに有望な結果を示している。

PFASの機械化学的破壊を引き起こす別の技術は、汚染された土壌を特定のリアクターに入れ、固体ボールと衝突させ、化学変化と物理的粉砕を引き起こすボールミリングである[297]。

この点に関して、遊星ボールミルと共粉砕剤としてKOHを使用した以前の調査では、PFOSとPFOAのほぼ完全な除去が報告され[298]、最近の調査では、カナダの消防訓練場からの改良砂で99%まで、現場土壌で96%までPFOS濃度が減少したと報告されている[298]。

著者らは、ボールミリングは、PFASで汚染された土壌を修復するための有望でエネルギー効率が高く、費用対効果の高い方法である可能性があると結論付けている。最後に、高い環境持続性と低い運用コストを有する別の有望な技術として、微生物（すなわち、細菌および真菌）または植物種を利用して、それぞれPFASの変換／分解およびその取り込み／安定化を促進するバイオレメディエーションが挙げられる。

歴史的にPFASは微生物による生分解が困難とされてきたが、近年、例外的な物質が確認されている。例えば、韓国のWWTPからの活性汚泥と土壌サンプルで増殖した緑膿菌HJ4株は、48時間の培養で、PFOSを67%分解することがわかった[299]，またPseudomonas parafulvaのYAB1株は中国のPFC製造工場からの土壌サンプルで、PFOAを最大32%生分解することがわかった[300]。

その後の研究では、Pseudomonas plecoglossicida2.4-D株が液体培地中で培養されるとPFOSを炭素源として利用し、6カ月後に汚染土壌サンプル中の0.5%w/wのレベルで存在するPFOSを最大75%まで活発に分解するという証拠が得られている[301]。

より最近では、PFAS汚染現場から分離された2つのシュードモナス株（PS27とPDMF10）が生物蓄積し（分解はしない）、その結果10日以内にそれぞれ32%と28%のPFHxS汚染を除去することが判明した[302]。

代替的なバイオレメディエーション戦略は、PFAS物質を根や葉に生物濃縮する植物の使用によって、分解を誘発することなく土壌からこれらの汚染物質を除去することに代表される[71]。

Gobeliusらの以前の報告では、ストックホルム・アーランダ空港の火災訓練場付近の土壌で栽培された異なる植物種における26種類のPFASの取り込みを分析し、総PFASレベルが16から160ng/g dwに及ぶことを明らかにしている。

中でも、シルバーバーチ（Betula pendula）の葉とノルウェイスプルース（Picea abies）の針に最も高いPFAS含有量が見られ、その濃度は97ng/g wwと94ng/g wwという高濃度であった[201]。

さらに最近、Huffらは温室研究を行い、8種類の草本植物と7種類の木本植物について、毎週灌漑用水に加えられたPFPeA、PFHxA、PFOA、PFBS、PFHxS、およびPFOSを吸収する能力を評価した。その結果、個々のPFASの組織濃度とその蓄積パターンには種差が見られたが、短鎖PFPeAが最も高い吸収を示し、PFOSは最も低い吸収を示した。

Festuca rubraは最も効果的な種であり、試験した6種類のPFAS化合物すべてを超蓄積することができ、地上部のバイオマスにおいて、適用したPFPeA、PFHxAおよびPFBSの回収率が25%以上であった。

注目すべきは、Equisetumhyemale，Schedonorus arundinaceusおよびAmaranthus tricolorが，複数のPFAS化合物の平均以上の蓄積を示した他の草本種であったことである[303]。

これらのデータを総合すると、環境媒体中のPFAS物質の影響に関する認識が高まっており、費用対効果や環境フットプリントの面で持続可能性が高く、実環境に広く適用できる効果的な浄化戦略を開発する必要性があることを示している。技術の絶え間ない進歩により、この野心的な目標は近い将来達成されると思われるが、短期的には、実験室からフィールドスケールまで有望なアプローチを実施するために多くの努力が必要である。

重要なことは、汚染された環境媒体からのPFAS除去の新たなフロンティアとなることが期待される、最適な処理系アプローチを設計することによって、異なる浄化技術を適切に組み合わせることから、大きな改善がもたらされる可能性があることである。

5.結語

PFASは、その登場以来60年以上にわたって、私たちの社会にいくつかの利点をもたらしてきたが、同時に、人々の健康や環境に対する大きな懸念も生じさせてきた。このような長い時間軸に比べ、生体やヒトにおけるPFASの挙動や影響に関する科学的知見はごく最近になって登場し、PFOAやPFOSといった少数のPFAS物質に焦点が当てられてきた。現在、PFASは4700種類を超える非常に多くの物質が存在し、それぞれの物質が生態系やヒトに及ぼす影響を短期的、長期的に評価することはほとんど不可能である。

同様に、どのような規制措置も、PFASグループ全体ではなく、個々のPFAS物質を対象とする限り、有効でないことがますます明らかになってきている。さらに複雑なのは、野生生物や人間の健康への悪影響が認められているPFAS物質を段階的に削減したり、より安全な代替物質を設計したりしても、これらの物質に関するリスクを効果的にコントロールするには不十分で、むしろ適切な立法措置の採用を遅らせることになると思われる点である。

PFASの極めて高い環境残留性、どこにでも存在する分布、長期的影響を完全に説明できる適切な試験手順やモデルの不在を考慮すると、重要な点は、将来のあらゆる決定の推進力としての予防原則の適用に関するものである。これらの考慮事項に沿って、EUレベルでPFASを規制するために、ECHAといくつかの加盟国によって、より広範な立法措置（すなわち、PFAS分子の世界的制限）が暫定的に計画されてきた。

同時に、環境媒体中のPFASを費用対効果が高く、環境的に持続可能な方法で除去するための最も効果的な浄化技術の特定から、大きな進歩が生まれると期待される。この点で、バイオレメディエーション技術や異なる処理方法の併用は、集中的に研究されている有望な戦略である。

結論として、PFASは、欧州産業の競争力を維持し、技術革新を促進し、将来の世代のために環境と人間の健康に対する最高の保護レベルを確保するという必要性を調和させなければならない私たちの社会に対して、多くの重要な課題を突きつけている。これらの点を考慮すると、PFASの管理は私たちの時代における最大の課題の一つであり、今後数年間、科学的にも政治的にも激しい議論の対象となる可能性が非常に高い。

資金調達

この研究は、外部からの資金援助を受けていない。

利益相反

著者は利益相反のないことを宣言している。